Thèse Taxonomie, structure et statut écologique

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République Algérienne Démocratique et Populaire
Ministère de l’Enseignement Supérieur et de la Recherche Scientifique
Université d’Oran - Faculté des Sciences
Département de Biologie
Laboratoire Réseau de Surveuillance Environnementale
Thèse
Présenté par M. Samir GRIMES
en vue de l’obtention du diplôme de
DOCTORAT D’ETAT ES SCIENCES
Spécialité : Sciences de l’Environnement
Option : Biologie et Pollution Marines
PEUPLEMENTS BENTHIQUES DES SUBSTRATS MEUBLES
DE LA COTE ALGERIENNE :
Taxonomie, structure et statut écologique
Soutenue le 21 décembre 2010,
devant la commission d’examination :
KHEROUA O.,
Professeur, Université d’Oran (Algérie)
Président
BOUTIBA Z.,
Professeur, Université d’Oran (Algérie)
Directeur de thèse
DAUVIN J.C.,
Professeur, Université de Caen (France)
Examinateur
BAKALEM A.,
Maître de Conférences A, INA (Algérie)
Examinateur
HADJADJ AOUL S.,
Professeur, Université d’Oran (Algérie)
Examinateur
BORJA A.,
Professeur, Tecnalia/Division de Recherche Marine (Espagne) Examinateur
0
A mon épouse, à mes poussins Kamil- Ilies, Nihad-Naila et Mohamed-Chakib,
A la meméoire de mon père et à celle de mon frère.
1
Remerciements
Au Professeur Zitouni Boutiba, je voudrais exprimer mon profond respect. Il a accepté de diriger ce travail ; par
ses orientations et sa patience, il lui a permis d’aboutir malgré les difficultés. Ses encouragements répétés et
sincères, la confiance sans faille qu’il m’a témoigné durant tous le processus de la thèse ont été déterminants dans
la concrétisation de cette thèse.
La taxonomie benthique est un domaine vaste, laborieux mais passionnant, je voudrais, exprimer ma gratitude
totale au Docteur et à l’Ami, Ali Bakalem, pour m’avoir initié à l’identification du benthos, qu’il trouve dans cette
reconnaissance l’expression de mon indéfectible respect.
Je remercie chaleureusement le Professeur Jean Claude Dauvin (Université de Caen) pour ses conseils avisés et
l’aide qu’il ma apportée durant mes séjours au sein de son ancien laboratoire à la station marine de Wimereux. Il a
su, rapidement, cibler les éléments les plus pertinents de ce travail et m’a évité de me disperser sur des questions
secondaires. Le Professeur J.C. Dauvin, m’a ouvert grand son laboratoire et a pris de son précieux temps pour
faire avancer cette thèse dans la bonne direction. Qu’il trouve ici, l’expression de ma profonde gratitude.
Aux professeurs Omar Kheroua et Aouel Seghir Hadjadj, je voudrais exprimer mes plus vifs remerciements pour
avoir accepté de présider et d’examiner ce jury, malgré leurs nombreuses charges et responsabilités. Je voudrais
aussi remercier le Professeur Angel Borja, une autorité reconnue sur la question des indices biotiques pour avoir
accepté malgré ses nombreuses charges d’examiner ce travail.
M. Thierry Ruellet, le temps de deux séjours à la station marine de Wimereux, a eu l’intelligence de marquer de
son empreinte, la base de données BENTAL mise en place dans le cadre de cette thèse et sa connaissance de la
base de données MABES a été extrêmement utile, qu’il en soit remercié. Merci, à Achour Benadji pour ses
encouragements durant les moments difficiles. A Benyahia Boudjellal et à Redouane Boukortt, pour leur
participation active aux campagnes d’échantillonnage en mer, parfois dans des conditions pénibles. Mes
remerciements s’adressenet également aux ingénieurs du Laboratoire de Benthos de l’ENSSMAL (Ex. ISMAL) :
Mme Nawal Kaidi-Boudjellal et Mme Zineb Khène-Bamoune pour leurs aide, leur soutien, leurs encouragements
durant la préparation et la finalisation de cette thèse. Merci au Dr. Feriel Louanchi pour ses précieux conseils sur
le document final.
Un grand merci à Joffrey Malassigné pour m’avoir assisté dans la réalisation de la cartographie. Mes
remerciements. Cette thèses a été possible grace aux étudiants stagiaires qui ont participé entre 1995 et 2001 aux
campagnes en mer, au tri des échantillons et à la reconnaissance préliminaire des espèces : Abdelkrim, Abdesslam,
Abdiche, Arkam, Benali, Benbara, Bensmail, Boudjakdji, Bounouagha, Boutalbi, Chennit Deghou, Dehag,
Djellouli, Djermouli, Doudou, Gueraini, Houat, Kaïdi, Khemache, Kheznadji, Laddi, Maafri, Mammar Bassata,
Matari, Ouerd, Ould Ameur, Sadi, Zegar. Je ne manquerais pas de remercier les Professeurs Rachid Semroud et
Mostepha Boulahdid, Enseignants chercheurs et anciens Directeurs de l’ISMAL pour avoir mis à ma disposition
les moyens à la mer pour la réalisation des campagnes en mer de 1995 à 2001. Ce travail a nécessité plus de 140
jours de mer, je voudrais aussi, remercier vivement tous les marins navigateurs du N/O M.S. Benyahia et de
l’Ibtacim, d’avoir eu la patience de nous supporter durant les sorties en mer ainsi qu’au service des Gardes Côtes
pour avoir autorisé et facilité toutes nos campagnes d’échantillonnage en mer.
2
SOMMAIRE
INTRODUCTION
13
PREMIERE PARTIE
16
1. CHAPITRE I. LE MILIEU : Contraintes naturelles et anthropiques
16
1.1. Morphologie –Plateau continental
2
4
1.2. Grands traits sédimentologiques
1.3. Contexte océanographique général
1.4. Physico-chimie des eaux de fond
1.5. Synthèse sur les travaux relatifs à la macrofaune benthique des
substrats meubles d’Algérie
1.6. Principales pressions anthropiques le long de la côte algérienne
1.7. Niveau de contamination métallique des substrats meubles
17
18
20
21
2. CHAPITRE II : MATERIELS ET METHODES
40
2.1. Les zones et les sites d’étude
41
2.2. Stratégie d’échantillonnage (Choix et localisation des stations)
2.2.1. Etude spatio-temporelle
2.2.2. Précautions méthodologiques
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46
48
2.3. Prélèvements, mesures et tamisage
52
2.4. Traitement des échantillons au laboratoire
2.4.1. Reconnaissance des espèces
2.4.2. Actualisation taxonomique (genres et espèces)
52
52
52
2.5. Caractéristiques des communautés benthiques
2.5.1. Caractéristiques analytiques
2.5.2. Structures écologique et trophique
53
53
53
2.6. Diversité, indices biotiques et classification de communautés
benthiques des substrats meubles
2.6.1. Les indices biotiques et la classification des espèces
2.6.1.1. Indice de Shannon et Weaver (H’)
2.6.1.2. Indice d’équitabilité de Pielou (J’)
2.6.1.3. AZTI Indice Biotique Marin (AMBI) AZTI Marine Biotic Index (AMBI)
2.6.1.4. L’indice BENTIX
2.6.1.5. Les indices BOPA et BO2A
2.6.1.6. L’Indice Trophique de la faune (ITI, Infaunal Trophic Index)
2.6.1.7. Indice de Qualité Benthique (IQB) Benthic Quality Index (BQI)
2.6.1.8. L’indice ES50
2.6.1.9. Indice d’évaluation de l’endofaune côtière I2EC
2.6.2. Diversité et distinction taxonomique©
55
55
57
53
58
61
62
63
63
65
66
68
2.7. Traitements statistiques des données et calcul des indices (PRIMER)
2.8. Base de données ACCESS
70
71
3
25
28
34
3
DEUXIEME PARTIE
72
3. CHAPITRE III. ORGANISATION DE LA MACROFAUNE
72
3.1. Aspects taxonomiques de la macrofaune benthique des fonds meubles algériens 73
3.1.1. Niveau de détermination taxons et actualisation taxonomique
73
3.1.2. Structure taxonomique globale
78
3.1.3. Inventaire
79
3.2. Distribution de la richesse spécifique
3.2.1. Distribution générale de la richesse spécifique par rapport au
nombre de prélèvements
3.2.2. Distribution de la richesse spécifique par rapport au nombre de
prélèvements dans les milieux portuaires
3.2.3. Distribution générale de la richesse spécifique par rapport au
nombre de prélèvements dans les milieux ouverts
3.2.4. Variations spatiales de la richesse spécifique dans les milieux ouverts
3.2.5. Variations spatiales de la richesse spécifique dans les ports
3.2.6. Distribution de la richesse spécifique par site
3.2.6.1. Dans les ports
3.2.6.2. Dans les golfes et les baies
88
88
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92
94
96
96
101
3.3. Diversité taxonomique
3.3.1. Tests de corrélation
3.3.2. Les valeurs moyennes de la diversité taxonomique, de la distinction
taxonomique et de la distinction taxonomique moyenne
3.3.3. Représentations en entonnoir des indices de diversité taxonomique
3.3.4. Représentations en ellipse des indices de diversité taxonomique
108
110
115
3.4. Distribution spatiale des densités
3.4.1. Classes de densité et variations globales
3.4.2. Distribution de la densité par site
3.4.3. Contribution (%) des différents groupes zoologiques à la densité totale
122
122
124
132
3.5. Contribution des différents groupes zoologiques à la biomasse totale
136
3.6. Les espèces remarquables
3.6.1. Principales espèces
3.6.2. Espèces caractéristiques des ports algériens
3.6.2.1. Capitella capitata (Fabricius, 1780)
3.6.2.2. Corbula gibba (Olivi, 1792)
3.6.2.3. Heteromastus filiformis (Claparède, 1864)
3.6.2.4. Chaetozone setosa (Malmgren, 1867)
3.6.2.5. Cirriformia tentaculata (Spencer, 1986)
3.6.2.6. Abra alba (Wood W, 1802)
3.6.2.7. Lumbrineris latreilli (Audouin and Edwards, 1834)
3.6.3. Polluo-sensibilité des espèces et classification des espèces en
fonction de leur ES500.05
3.6.3.1. Les espèces sensibles à la pollution
3.6.3.2. Les espèces indifférentes et les espèces tolérantes à la pollution
3.6.3.3. Les espèces opportunistes d’ordre 2
3.6.3.4. Les espèces opportunistes d’ordre 1 (très opportunistes)
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144
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144
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160
162
163
3.7. Structure trophique
3.7.1. Les peuplements portuaires
3.7.2. Les peuplements des milieux ouverts
165
165
170
103
106
4
4. CHAPITRE IV : QUALITE DU MILIEU ET STATUT ECOLOGIQUE :
Utilisation des Indices Biotiques
175
4.1. Statut écologique des communautés macrobenthiques : les Indices biotiques
4.1. Recherche de typologie pour les différents milieux échantillonnés
4.1.1. Recherche d’une typologie générale
4.1.2. Caractérisation des principales communautés et recherche
des groupements (associations) spatiaux
176
176
176
4.2. Le Ratio de Qualité Ecologique (EQR) « Ecological Quality Ration EQR »
4.2.1. Fréquence relative des moyennes et du minimum de l’EQR
189
190
4.3. Recherche d’un état de référence
191
4.4. Le benthos comme indicateurs du milieu (Zoning)
4.4.1. Zoning des milieux portuaires à partir des indices biotoiques
4.4.1.1. Cas pertinent du port d’Alger : deux compartiments d’inégales perturbation
4.4.1.2. Cas du port d’Annaba : une organisation et un gradient linéaires
4.4.1.3. Cas des ports de Bethioua et de Djendjen
4.4.1.4. Cas du port d’Oran : une organisation type « mosaïque » par excellence
4.4.2. Golfes et baies
4.4.3. Zoning selon la classification de PINTO et al. (2009)
4.4.5. Etat d’équilibre numérique des peuplements (indice de Pielou J’)
4.4.6. Indicateurs benthiques et ratio de la qualité écologique
4.4.7. Meilleur jugement professionnel
4.4.8. Discussion des résultats des indices biotiques
195
199
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215
220
225
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246
247
251
256
CONCLUSION ET PERSPECTIVES
262
REFERENCES BIBLIOGRAPHIQUES
267
ANNEXES
290
Annexe 2. Publications
Annexe 3. Missions en mer et coordonnées géographiques des stations
ANNEXE 4. Exemple de sortie du PRIMER
ANNEXE 5. Paramètres physico-chimiques des eaux de fond
ANNEXE 6. Inventaire de la macrofaune benthique des fonds meubles de la côte algérienne
ANNEXE 7. Fréquence des principales espèces
ANNEXE 8. Abondance des principales espèces
ANNEXE 9. Diversité taxonomique.
ANNEXE 10. Distribution des classes de densité (ind./m²) en fonction du nombre
de prélèvements
ANNEXE 11. Pourcentage des densités par site des différents groupes zoologiques
ANNEXE 12. Pourcentage des biomasses (g.PSLC/m²) par site des différents
groupes zoologiques
291
326
328
329
330
352
355
358
180
358
359
360
RESUME DE THESE
5
Abréviations et acronymes
ABC: Abondance- Biomasse- Comparaison
ALZINC: Entreprise de production de Zinc et
d’acide sulfurique de Ghazaouet
AMBI : Azti Marine Biotic Index
APS: Ancien port de Skikda
ASMIDAL: Entreprise de production d’engrais
d’Annaba
Av TD: Average in Taxonomic Distinctness
BAL: Baie d’Alger
BCI: Benthic condition Index
BBN : Bilna de Base National
BDN : Bilan et Diagnostic National
BENTAL : Benthos de la côte algérienne
BEQI: Benthic Ecosytem Quality Index
BHQ : Benthic Habitat Quality
BI: Bou Ismaïl
B-IBI: Benthic Index of Biotic Integrity
BOPA: Benthic Opportunistic Polychaetes
Amphipodes index
BPI: Benthic Pollution Index
BQE : Bonne qualité écologique
BQI: Biological quality index
CB : Coefficient biotique
DBO5 : Demande Biologique en Oxygène
DCE: Directive Cadre sur l’Eau
DCO: Demande Chimique en Oxygène
DKI: Dansk K valitet Indeks
DS : Déposivores de Surface
DSS : Déposivores de Sub Surface
EcoQS : Ecological Qualitity Status
EcoQR : Ecological Quality Ratio
EEI: Ecological Evaluation Index
ELK : El Kala
EMDW: East Mediterranean Deep Water
ENCG: Entreprise Nationale des Corps Gras
ENSSMAL: Ecole Nationale Supérieure des
Sciences de le Mer et de l’Aménagement du
Littoral
EQE : Excellente qualité écologique
EQR : Ecological quality Ratio
ERMS: European Register of Marine Species
ES50 : Valeur de tolérance de l’espèce i
GAN: Golfe d’Annaba
GARZ: Golfe d’Arzew
GB : Golfe de Bejaia
GGHZ: Golfe de Ghazaouet
GNL: Gaz Naturel liquéfié
GOR: Golfe d’Oran
GPL: Gaz Propane Liquéfié
GSK: Golfe de Skikda
I2EC : Coastal Endofaune Evaluation Index
IB : Indice Biotique Trophic index
IBG : Indice Biologique Général
ICES: International Council for Exploration of
the Seas
IQB: Indice de qualité benthique
ISMAL: Institut des Sciences de la Mer et de
l’Aménagement du Littoral
ITI: Infauna Trophic Index
K: coefficient de Kappa
LIW : Levantine Intermediate Water
M-AMBI: Modified Azti Marine Biotic Index
Mar BIT: Marine Biotic Index Tool
MATE: Ministère de l’Aménagement du
Territoire et de l’Environnement
MAW: Modified Atlantic water
MEDPOL: Mediterranean Pollution Program
METANOFF: Entreprise Nationale des Métaux
non Ferreux
METAP : Programme d’Assistance Technique
pour la Méditerranée
MJP : Meilleur jugement professionnel
MQE : Mauvaise qualité écologique
N: Effectif ou Nombre d’individus
NPS: Nouveau port de Skikda
NQI: Norwegian quality Index
ONEDD: Observatoire de l’Environnement et du
Développement Durable
PAC: Programme d’Aménagement Côtier
Algérois
PAS MED: Plan d’Action Stratégique pour la
Méditerranée
PH : poids humide
PMI/PME: Petites et moyennes industries
PRC: Principal response curves
PS : Poids sec
PSLC : Poids Sec Libre de Cendres
QEE : Qualité écologique extrême
QEM : Qualité écologique modérée
RFD: Rank Frequency Distribution
RQE : Ratio de qualité écologique
RTR: Infauna Ratio Reference of sediment
quality Triad
S : richesse spécifique
SDS : Suspensivores-Déposivores de Surface
S-∆ : Diversité taxonomique
S-∆* : Distinction taxonomique
S-∆+ : Distinction taxonomique moyenne
SGSOBS/ICES/CIEM
SONELGAZ: Société Nationale d’Electricité et
de Gaz
TDW: Tyrrhénienne Deep Water
TMQE: Très mauvaise qualité écologique
USTHB : Université des Sciences et Technologie
Houari Boumedienne
Var TD: Variation in Taxonomic Distinctness
WFD: Water Framework Directive
WIW: Winter Intermediate Water
WMDW: Western Mediterranean Deep Water
WorMS: World Register of Marine species
6
Liste des figures et des tableaux
Liste des figures
-
-
-
Figure 1.1. Localisation et morphologie du littoral algérien
Figure 1.2. Circulation globale en Méditerranée.
Figure 1.3. Circulation de surface et vitesse des courants (source : INGV, 2008).
Figure 1.4. Variation moyenne des paramètres température (C°), salinité (psu), oxygène dissous
(mg/l) et pH des eaux de fonds des principaux golfes et baies algériens.
Figure 1.5. Variation moyenne des paramètres température (C°), salinité (psu), oxygène dissous
(mg/l) et pH des eaux de fond des principaux ports algériens.
Figure 1.6. Bibliographie des travaux relatifs à la macrofaune benthique des substrats meubles
portuaires de la côte algérienne.
Figure 1.7. Bibliographie des travaux relatifs à la macrofaune benthique des substrats meubles
des baies et golfes de la côte algérienne.
Figure 1.8. Principales sources de la pollution industrielle des wilayas littorales.
Figure 1.9. Concentrations des métaux lourds dans les sédiments de surface des golfes et des
baies algériens (synthèse réalisée à partir des travaux de l’ENSSMAL, 1989-1999).
Figure 1.10. Concentrations des métaux lourds dans les sédiments de surface des principaux ports
algériens (synthèse réalisée à partir des travaux de l’ENSSMAL, 1989-1999).
Figure 1.11. Niveau de contamination aux embouchures des principaux Oueds algériens.
Figure 2.1. Localisation des sites d’étude.
Figure 2.2. Configuration des ports échantillonnés entre 1995 et 2001.
Figure 2.3. Les stations ayant fait l’objet de suivi.
Figure 2.4. Localisation des stations des baies et des golfes.
Figure 2.5. Localisation des stations des ports (1).
Figure 2.6. Localisation des stations des ports (2).
Figure 2.7. Schéma de qualification des niveaux de perturbation à partir de l’AMBI (Grall, 2004).
Figure 2.8. Exemple de distribution d’abondance pour deux espèces en relation avec leur valeur
de ES50.
Figure 2.9. Qualification de la qualité du milieu en fonction des classes du BQI.
Figure 2.10. Architecture et liens de la base de données BENTAL.
Figure 3.1. Niveau d’identification globale de l’ensemble des espèces identifiées sur tous les types
sédimentaires et dans tous les sites étudiés.
Figure 3.2. Répartition des niveaux de reconnaissance des espèces dans les golfes et les baies
algériens.
Figure 3.3. Répartition des niveaux de reconnaissance des espèces dans les ports algériens.
Figure 3.4. Nombre de fois d’observations des taxa identifiés
Figure 3.5. Distribution générale (baies, golfes et ports) de la richesse spécifique en fonction du
nombre de prélèvements.
Figure 3.6. Distribution générale de la richesse spécifique en fonction du nombre de prélèvements
dans les ports.
Figure 3.7. Distribution de la richesse spécifique en fonction du nombre de prélèvements dans les
baies et les golfes.
Figure 3.8. Variations spatio-temporelles de la richesse spécifique totale, de la richesse spécifique
par année d’échantillonnage, de la richesse spécifique moyenne de l’abondance moyenne et de
l’abondance totale sur les fonds des substrats meubles des baies et des golfes algériens.
Figure 3.9. Variations spatio-temporelles de la richesse spécifique totale, de la richesse spécifique
par année d’échantillonnage, de la richesse spécifique moyenne de l’abondance moyenne et de
l’abondance totale sur les fonds des substrats meubles portuaires algériens.
Figure 3.10. Distribution spatiale de la richesse spécifique aux ports d’Oran et de Ghazaouet.
Figure 3.11. Variation spatiale de la richesse spécifique totale (/0.25 m²) de la macrofaune
benthique des substrats meubles des ports d’Arzew, de Bethioua, de Djendjen et de Jijel.
Figure 3.12. Variation spatiale de la richesse spécifique totale (/0.25 m²) de la macrofaune
benthique des substrats meubles au port d’El Kala.
Figure 3.13. Variation spatiale de la richesse spécifique totale (/0.25 m²) de la macrofaune
benthique des substrats meubles du port d’Annaba.
Figure 3.14. Variation spatiale de la richesse spécifique totale (/0.25 m²) de la macrofaune
benthique des substrats meubles du port d’Alger.
7
Liste des figures et des tableaux
-
-
Figure 3.15. Variation spatiale de la richesse spécifique totale (/0.25 m²) de la macrofaune
benthique du nouveau et de l’ancien port de Skikda ainsi que celle du port de Béjaia.
Figure 3.16. Variation spatiale de la richesse spécifique totale (/0.25 m²) de la macrofaune
benthique des substrats meubles des golfes de Ghazaouet et d’Oran.
Figure 3.17. Variation spatiale de la richesse spécifique totale (/0.25 m²) de la macrofaune
benthique des substrats meubles du golfe d’Arzew.
Figure 3.18. Variation spatiale de la richesse spécifique totale (/0.25 m²) de la macrofaune
benthique des substrats meubles des baies de Bou Ismail et d’Alger et du golfe d’Annaba.
Figure 3.19. Tests de corrélation Delta - S, Delta* - S et Delta +- S dans l’échantillon total.
Figure 3.20. Tests de corrélation Delta - S, Delta* - S et Delta +- S dans les baies et les golfes.
Figure 3.21. Tests de corrélation Delta - S, Delta* - S et Delta + - S dans les ports.
Figure 3.22. Variation de la moyenne de Delta, Delta* et Delta+ dans les baies et les golfes.
Figure 3.23. Variation de la moyenne de Delta, Delta* et Delta+ dans les ports.
Figure 3.24. Représentation en entonnoir de ∆+ en fonction de la richesse spécifique aux golfes
de Ghazaouet, d’Oran, d’Arzew et de la baie de Bou Ismail.
Figure 3.25. Représentation en entonnoir de ∆+ en fonction de la richesse spécifique en baie
d’Alger, aux golfes de Béjaia, de Skikda et d’Annaba.
Figure 3.26. Représentation en entonnoir de ∆+ en fonction de la richesse spécifique aux ports de
Ghazaouet, d’Oran et de Bethioua.
Figure 3.27. Représentation en entonnoir de ∆+ en fonction de la richesse spécifique aux ports
d’Arzew, d’Alger et de Bejaia.
Figure 3.28. Représentation en entonnoir de ∆+ en fonction de la richesse spécifique aux ports de
Jijel, de Djendjen, l’ancien port de Skikda et au port d’Annaba.
Figure 3.29. Représentations en ellipse de λ + en fonction de ∆+ dans les golfes de Ghazaouet,
d’Oran, d’Arzew et dans la baie de Bou Ismail.
Figure 3.30. Représentations en ellipse de λ + en fonction de ∆+ en baie d’Alger, dans les golfes
de Bejaia, de Skikda et d’Annaba.
Figure 3.31. Représentations en ellipse de λ + en fonction de ∆+ dans les ports de Ghazaouet,
d’Oran, de Bethioua et d’Arzew.
Figure 3.32. Représentations en ellipse de λ + en fonction de ∆+ dans les ports d’Alger, de
Béjaia, de Jijel et de Djendjen.
Figure 3.32 bis. Représentations en ellipse de λ + en fonction ∆+ de l’ancien port de Skikda et du
port d’Annaba.
Figure 3.33. Distribution des classes de densités (ind./m²) en fonction du nombre de
prélèvements.
Figure 3.34. Distribution de la densité (individus/0.25 m²) en fonction du nombre de
prélèvements : A : dans les ports, B : dans les golfes et les baies et C : Tous les milieux
confondus.
Figure 3.35. Variation spatiale de la densité totale (individus/m²) de la macrofaune benthique des
substrats meubles des baies de Bou Ismail et d’Alger et du golfe d’Annaba.
Figure 3.36. Variation spatiale de la densité totale (individus/m²) de la macrofaune benthique des
substrats meubles des golfes de Ghazaouet, d’Oran et d’Arzew.
Figure 3.37. Variation spatio – temporelle de la densité totale (individus/m²) de la macrofaune
benthique des substrats meubles du port d’Oran.
Figure 18.6. Variation spatiale de la densité totale (individus/m²) de la macrofaune benthique des
substrats meubles du port d’Alger.
Figure 3.38. Variation spatiale de la densité totale (individus/m²) de la macrofaune benthique des
substrats meubles du port d’Annaba.
Figure 3.39. Variation spatiale de la densité totale de la macrofaune benthique des substrats
meubles des ports, d’Arzew, de Bethioua, de Ghazaouet, de Djendjen, de Jijel et d’El Kala.
Figure 3.40. Variation spatiale de la densité totale de la macrofaune benthique des substrats
meubles du nouveau et de l’ancien port de Skikda ainsi que celle du port de Béjaia.
Figure 3.41. Contribution (%) des différents groupes zoologiques à la densité totale des
peuplements macrobenthiques des substrats meubles des baies et des golfes algériens.
Figure 3.42. Contribution (%) des différents groupes zoologiques à la densité totale des
peuplements macrobenthiques des substrats meubles des ports algériens.
Figure 3.43. Contribution (%) des différents groupes zoologiques à la biomasse totale des
peuplements macrobenthiques des substrats meubles des baies et des golfes algériens.
8
Liste des figures et des tableaux
-
Figure 3.44. Contribution (%) des différents groupes zoologiques à la biomasse totale des
peuplements macrobenthiques des substrats meubles des ports algériens.
Figure 3.45. Fréquence des principales espèces par type de milieux
Figure 3.46. Densités comparées des principales espèces par type de milieux.
Figure 3.47. Abondance totale de Capitella capitata aux différents ports.
Figure 3.48. Densité moyenne (ind./0,25m²) de Capitella capitata aux différents ports.
Figure 3.49. Abondance totale de Corbula gibba aux différents ports.
Figure 3.50. Densité moyenne (ind./0,25m²) de Corbula gibba aux différents ports.
Figure 3.51. Abondance totale de Chaetozone setosa aux différents ports.
Figure 3.52. Densité moyenne (ind./0,25 m²) de Chaetozone setosa aux différents ports.
Figure 3.53. Abondance totale de Cirriformia tentaculata aux différents ports.
Figure 3.54. Densité moyenne (ind./0,25 m²) de Cirriformia tentaculata aux différents ports.
Figure 3.55. Abondance totale d’Abra alba aux différents ports.
Figure 3.56. Densité moyenne (ind./0,25 m²) d’Abra alba aux différents ports.
Figure 3.57. Structure trophique de la macrofaune benthique du port d’Alger.
Figure 3.58. Structure trophique de la macrofaune benthique du port d’Annaba.
Figure 3.59. Structure trophique de la macrofaune benthique du port d’Oran (1995, 1997 et 1998).
Figure 3.60. Structure trophique de la macrofaune benthique des ports d’Arzew et de Bethioua.
Figure 3.61. Structure trophique de la macrofaune benthique des ports de Ghazaouet, de Jijel et
d’El Kala.
Figure 3.62. Structure trophique de la macrofaune benthique des ports de Skikda, de Béjaia et de
Djendjen.
Figure 3.63. Structure trophique de la macrofaune benthique de la baie de Bou Ismail.
Figure 3.64. Structure trophique de la macrofaune benthique de la baie d’Alger.
Figure 3.65. Structure trophique de la macrofaune benthique des golfes d’Annaba, de Béjaia et de
Skikda.
Figure 3.66. Structure trophique de la macrofaune benthique des golfes de Ghazaouet et d’Arzew.
Figure 4.3. Classification hiérarchique ascendante des peuplements du port de Bethioua
(abondances transformées en log x +1/ Bray Curtis).
Figure 4.4. Classification hiérarchique ascendante des peuplements du port d’Arzew (abondances
transformées en log x +1/ Bray Curtis).
Figure 4.5. Classification hiérarchique ascendante des peuplements du port de Djendjen.
Figure 4.6. Classification hiérarchique ascendante des peuplements de l’ancien port de Skikda.
Figure 4.7. Classification hiérarchique ascendante des peuplements du nouveau port de Skikda.
Figure 4.8. Classification hiérarchique ascendante des peuplements du port de Jijel.
Figure 4.9. Classification hiérarchique ascendante des peuplements du port d’Alger.
Figure 4.10. Classification hiérarchique ascendante des peuplements du port d’Annaba.
Figure 4.11. Classification hiérarchique ascendante des peuplements du port de Bejaia.
Figure 4.12. Classification hiérarchique ascendante des peuplements du port de Ghazaouet.
Figure 4.13.Classification hiérarchique ascendante des peuplements du port d’Oran.
Figure 4.14. Classification hiérarchique ascendante des peuplements de la baie d’Alger.
Figure 4.15. Classification hiérarchique ascendante des peuplements du golfe d’Oran.
Figure 4.16. Classification hiérarchique ascendante des peuplements du golfe d’Arzew.
Figure 4.17. Classification hiérarchique ascendante des peuplements de la baie de Bou Ismail.
Figure 4.18. Classification hiérarchique ascendante des peuplements du golfe de Ghazaouet.
Figure 4.19. Classification hiérarchique ascendante des peuplements du golfe de Bejaia.
Figure 4.20. Classification hiérarchique ascendante des peuplements du golfe de Skikda.
Figure 4.21. Classification hiérarchique ascendante des peuplements du golfe d’Annaba.
Figure 4.22. Représentation graphique du concept de Ration de la qualité écologique.
Figure 4.23 A. Test comparatif de la fréquence relative moyenne « mean » de l’AMBI, H’ et de
l’ITI des baies/golfes et des ports algériens.
Figure 4.23 B. Test comparatif de la fréquence relative minimum de l’AMBI, H’ et de l’ITI des
baies/golfes et des ports algériens.
Figure 4.24. La feuille "centiles" calcule les centiles 0 à 1 par pas de 0,01 des différents
champs.
Figure 4.25. Le test des percentiles pour le choix de la situation de référence réalisé en fonction
des groupes écologiques.
Figure 4.26. Zoning du port de Ghazaouet à partir des indices biotiques pour l’année 1998.
9
-
Liste des figures et des tableaux
-
-
Figure 4.27. Zoning du port d’Arzew à partir des indices biotiques pour l’année 1996.
Figure 4.29. Zoning du port de Bejaia à partir des indices biotiques pour l’année 1995.
Figure 4.31. Zoning du port de Jijel partir des indices biotiques.
Figure 4.33. Zoning de l’ancien port de Skikda à partir des indices biotiques.
Figure 4.34. Zoning du nouveau port de Skikda (1995-1997) partir des indices biotiques.
Figure 4.35. Zoning du nouveau port de Skikda à partir des indices biotiques (1997-1998).
Figure 4.36. Zoning du port d’El Kala partir des indices biotiques.
Figure 4.37. Zoning du port d’Alger partir des indices biotiques.
Figure 4.38. Zoning du port d’Alger partir des indices biotiques.
Figure 4.39. Zoning du port d’Annaba à partir des indices biotiques.
Figure 4.40. Zoning du port d’Annaba à partir des indices biotiques.
Figure 4.41. Zoning du port de Bethioua à partir des indices biotiques pour l’année 1996.
Figure 4.42. Zoning du port de Bethioua à partir des indices biotiques pour les années 1997-1998.
Figure 4.43. Zoning du port de Djendjen à partir des indices biotiques pour les années 1997-1998.
Figure 4.44. Zoning du port d’Oran à partir des indices biotiques pour l’année 1995 (AMBI,
BENTIX, H’).
Figure 4.45. Zoning du port d’Oran à partir des indices biotiques pour l’année 1995 (BQI, BOPA,
ITI).
Figure 4.48. Zoning du golfe de Ghazaouet à partir des indices biotiques (AMBI, BENTIX, H’).
Figure 4.49. Zoning du golfe de Ghazaouet à partir des indices biotiques.
Figure 4.50. Zoning du golfe d’Oran à partir des indices biotiques (AMBI, BENTIX, H’).
Figure 4.51. Zoning du golfe d’Oran à partir des indices biotiques (BQI, BOPA, ITI).
Figure 4.52. Zoning du golfe d’Arzew à partir des indices biotiques (AMBI, BENTIX, H’).
Figure 4.53. Zoning du golfe d’Arzew à partir des indices biotiques (BQI, BOPA, ITI).
Figure 4.54. Zoning de la baie de Bou ISmail à partir des indices biotiques (AMBI, BENTIX, H’).
Figure 4.55. Zoning de la baie de Bou ISmail à partir des indices biotiques (BQI, BOPA, ITI).
Figure 4.56. Zoning de la baie d’Alger à partir des indices biotiques (AMBI, BENTIX, H’).
Figure 4.57. Zoning de la baie d’Alger à partir des indices biotiques (BQI, BOPA, ITI).
Figure 4.58. Zoning du golfe de Bejaia à partir des indices biotiques (AMBI, BENTIX, H’).
Figure 4.59. Zoning du golfe de Bejaia à partir des indices biotiques (BQI, BOPA, ITI).
Figure 4.60. Zoning du golfe de Skikda à partir des indices biotiques (AMBI, BENTIX, H’).
Figure 4.61. Zoning du golfe de Skikda à partir des indices biotiques (BQI, BOPA, ITI).
Figure 4.62. Zoning du golfe d’Annaba à partir des indices biotiques Figure 26.40. Zoning du
golfe de Skikda à partir des indices biotiques (AMBI, BENTIX, H’).
Figure 4.63. Zoning du golfe d’Annaba à partir des indices biotiques (BQI, BOPA, ITI).
Tableau 4.5. Seuils et classification proposés par Pinto et al. (2008) pour l’AMBI, le BOPA, le
Figure 4.64. Ratio de la qualité écologique (EQR) des neuf golfes et des 12 ports.
Figure 4.65. Concordance entre le statut de la qualité écologique (EQS) (dérivé de l'EQR calculé à
partir de S, N, H', BQI, AMBI, BENTIX, BO2A et ITI) et les points moyens d'EQR (considérant
seulement H', AMBI et ITI) et les mauvais scores d'EQR (considérant tous les indices).
Figure 4.66. Localisation des sites et des zones ayant servies dnas l’analyse du MPJ (Dauvin et al.,
sous presse)
Figure 4.67. Number of samples corresponding to the five EcoQS given by H’, AMBI and BO2A
(total of 121 samples) (source Dauvin et al. 2010).
Figure 4.68. Number of samples corresponding to the three EcoQS given by ITI (total of 121
samples) (source Dauvin et al. 2010).
10
Références bibliographiques
Liste des tableaux
EEE3.3
4
E3.2b
E1
E3.
E
E3.2a
24.2
2135 1
4.1
Figure
4.2. Dendrogram meAbondance (ressemblan -
Tableau
Tableau
Tableau
Tableau
Tableau
Tableau
Tableau
Tableau
Tableau
Tableau
Tableau
Tableau
Tableau
Tableau
Tableau
Tableau
Tableau
Tableau
Tableau
Tableau
Tableau
Tableau
Tableau
Tableau
Tableau
Tableau
Tableau
Tableau
Tableau
Tableau
Tableau
Tableau
Tableau
1.1. Principales caractéristiques sédimentologiques du secteur Ouest algérien.
1.2. Principales caractéristiques sédimentologiques du secteur Centre algérien.
1.3. Principales caractéristiques sédimentologiques du secteur Est algérien.
1.4. Les différents oueds et rejets déversant dans le secteur Ouest.
1.5. Les différents Oueds et rejets déversant dans le secteur Centre.
1.6. Les différents Oueds et rejets déversant dans le secteur Est.
1.7. Les points (rejets) significatifs de la pollution dans les golfes et baies algériens.
1.8. Les points (rejets) significatifs de la pollution dans les ports algériens.
1.9. Classification du degré de pollution des ports algériens (METAP, 1993).
2.1. Situation géographique et les caractéristiques des zones d’études du secteur Ouest.
2.2. Situation géographique et les caractéristiques des zones d’études du secteur Centre.
2.3. Situation géographique et les caractéristiques des zones d’études du secteur Est.
2.5. Paramètres mesurés et calculés.
2.6. Classifications trophiques.
2.7. Seuils et classification des peuplements à partir de l’indice de Shannon H’.
2.8. Seuils et classification des peuplements à partir de l’AMBI.
2.9. Groupes écologiques.
2.10. Seuls et classification des peuplements à partir du BENTIX.
2.11. Seuils et classification à partir de l’IE2C.
2.12. Seuils et classification à partir de l’I2EC dans les ports (Grall et Glemarec, 2003).
2.13. Indices biotiques.
2.14. Qualification du statut écologique des peuplements.
2.15. Utilisation des indices biotiques.
3.1. Quelques éléments repères concernant la macrofaune benthique étudiée.
3.2. Niveau de détermination dans les golfes et les baies.
3.3. Niveau de détermination dans les ports.
3.4. Représentation des différents échelons taxonomiques.
3.5. Distribution des niveaux d’identification principaux par groupe zoologique.
3.6. Taxonomie des annélides des substrats meubles de la côte algérienne.
3.7. Phylum des Arthropodes et Sous - phylum des crustacés.
3.8. Taxonomie des mollusques -conchyfera
3.9. Placophora - Aculifera
3.12. Principales familles.
Tableau A : Comparsion des résultats des deux tests de randomisation (entonnoir et ellipse).
-
Tableau 3.13. Classement des espèces en fonction de leur fréquence (golfes – baies).
Tableau 3.14. Classement des espèces en fonction de leur fréquence (ports).
Tableau 3.15.Seuils de classification selon l’ES500.05
Tableau 3.16. Classification des espèces sensibles à la pollution.
Tableau 3.17. Classification des espèces indifférentes à la pollution.
Tableau 3.18. Classification des espèces tolérantes à la pollution.
Tableau 3.19. Classification des espèces opportunistes d’ordre 2
Tableau 3.20. Classification des espèces opportunistes d’ordre 1.
Tableau 3.21. Comparaison entre les ES500.05 dans les 4 régions (ICES, 2008) et ceux de l’Algérie.
Tableau 3.22. Comparaison des ES500.05 moyens du MarBef, du MABES et de l’Algérie.
Tableau 3.23. Taux de concordance de nos résultats de l’ ES500.05 avec la liste des GE de Borja.
Tableau 4.1. Assemblages de stations.
Tableau 4.2. Description détaillée des assemblages.
Tableau 4.3. Liste actualisée des indices biotiques (ICES, 2008).
Tableau 4.4. Méthodologies utilisées par différents pays pour la qualification du statut écologique.
Tableau 4.5. Seuils et classification proposés par Pinto et al. (2008) pour les indices biotiques.
Tableau 4.6. Valeurs moyennes des différents indices utilisés par sites et par bassin portuaire.
Tableau 4.7. Valeurs moyennes des différents indices utilisés par golfe et baie.
Tableau 4.8. Catégories (calssification) assignées par les quatre experts (A1, A2, A3 et A4) aux
124 échantillons sélectionnés dnas la base de données. (source Dauvin et al. 2010).
Tableau 4.9. Groupes écologiques de polluo- sensibilité (d’après Hily, 1984).
11
Introduction
INTRODUCTION
12
Introduction
INTRODUCTION GENERALE
A. La problématique
L'évacuation des rejets urbains et industriels directement en mer par voie d'émissaires s'est révélée
l'une des principales causes de la détérioration de l’écosystème côtier en Algérie engendrant des
dysfonctionnements des différents compartiments physique et biologique de cet écosystème. Face aux
multiples dégradations occasionnées au milieu marin, l'intérêt de la communauté scientifique s’est
orienté vers l'évaluation du stade de destruction de cet environnement à différents points du globe.
Ainsi, les travaux réalisés en Californie (Reish, 1973), en France (Bellan, 1967, Dauvin, 1993, 2007 ;
Dauvin et al., 2010 ; Grall et Glemarec, 1997, Glemarec, 2003; Labrune et al., 2006), en Ecosse
(Pearson et Rosenberg, 1978), en Suède (Rosenberg, 1971), en Grèce (Zenetos et Bogdanos, 1987), en
Grande Bretagne (Warwick et al., 2002), dans les eaux européennes (Borja et al., 2000, 2003, 2004)
montrent que l'étude de la distribution des espèces macrozoobentiques est une méthode assez précise
et facile à utiliser qui renseigne sur le niveau de perturbation du milieu. La macrofaune benthique se
révèle donc comme un bon témoin des variations de l’environnement (Dauvin, 1993). La sédentarité et
la dynamique des espèces macrobenthique ainsi que leur longévité leur permettent de mémoriser et
d’intégrer les variations du milieu ; elles fournissent ainsi un signal relativement clair, susceptible de
détecter une perturbation du système (Glémarec et Hily, 1981 ; Bellan, 1984; Dauvin, 1993). Grâce à
la structure des peuplements benthiques et à l’organisation des espèces au sein de ces peuplements il
est possible d’apprécier la qualité globale du milieu à travers les bio-indices structuraux (Bellan,
1984). Ils vont refléter non seulement les conditions du milieu au moment de l'échantillonnage mais
aussi et surtout ils permettent d'estimer à l'avance l'effet de la pollution au niveau des sites étudiés
prenant ainsi un caractère prédictif (Hily, 1983).Parce que ces peuplements macrozoobenthiques sont
les plus endommagés par les pollution, ils sont considérés comme d’excellents bio-indices structuraux
(Bellan, 1967; Hily, 1984; Bakalem et Romano, 1989; Rebzani, 1990; Chapman et al., 1993; Grimes
et Bakalem, 1993; Singh et Sinha, 1993; Gaston et Edds, 1994; Grimes, 1998). Bien que laborieuse ce
type d’évaluation est globalement précis et moins coûteux.
B. Contexte international et régional
L’Union Européenne recommande dans le cadre de la Directive Cadre sur l’Eau (DCE) le calcul d’une
série d’Indices Biotique (Biotic Index), mis au point, testés et validés dans différentes régions du
monde afin de caractériser la qualité du milieu en utilisant la matrice zoobenthique comme outil. Le
concept de statut écologique développé dans le cadre de la DCE (CE, 2000) est définit en terme de
qualité biologique des communautés en tant que descripteur de la qualité du système d’un point de vue
hydrologique et chimique (Salas et al., 2006). Cela suppose que ce type d’instrument permet la
distinction entre différents états écologiques (ecological status). La prise de conscience concernant les
ruptures possibles qui risquent de s’opérer sur les équilibres écologiques des écosystèmes côtiers les
plus sensibles a suscité le besoin de mettre en place des outils simples et standardisés pour l’évaluation
rapide des effets produits sur des peuplements capables d’intégrer ces modifications.
C. Contexte national
Diverses mesures ont été prises en Algérie visant à réduire les effets des eaux usées qu’elles soient de
nature domestique ou industrielle à travers l’introduction de technologie de production plus propres, la
mise en place de stations de traitement des eaux usées, la délocalisation des unités industrielles très
polluantes de la zone côtière (RNE, MATE, 2003)1, l’interdiction de la construction au niveau de la
bande littorale2 des 300 m doivent à terme réduire de manière sensible les sources de perturbation de
1
Rapport National sur l’Environnement élaboré cycliquement par le Ministère de l’Aménagement du Territoire et de
l’Environnement
2
Disposition contenue dans la loi n° 02-02 du février 2002 relative à la protection et à la valorisation du littoral ainsi que les
circulaires ministérielles n°380/SPM du 19.10. 2002 ; n°381/SPM du 19.10. 2002 ; n°259/SDL/03 du 27.05 2003 relative à la
mise en œuvre des dispositions de la loi n°02-02 du 5 février 2002.
.
13
Introduction
l’écosystème littoral et marin côtier de Algérie. La présente thèse est à inscrire dans l’effort national
d’amélioration des connaissances des interactions homme - mer en Algérie et doit être, à ce titre,
notamment dans le volet statut de la zone côtière, considérée comme un outil d’aide à la prise de
décision, en particulier sur les aspects relatifs au bio-monitoring.
D. La démarche
Trois axes axes de réflexion sont définis dans la présente étude :
(1) L’actualisation taxonomique de la faune benthique des subtrats meubles de la côte algérienne est
réalisée et validée sur la base des listes standardisées par l’ERMS (European Register of Marine
Species) et/ou du registre Européen des espèces marines initié en 1998 dans le cadre du réseau
d’excellence du MarBEF. Ce réseau est destiné à être le standard de référence ainsi qu’un instrument
technique de la biodiversité marine pour les eaux européenne. Nous nous comme également basé sur
le WorMS (World Register of Marine Species) qui est l’équivalent de l’ERMS mais au niveau
mondial. Celui-ci intègre des bases de données géographiques relatives à la biodiversité marine au
niveau mondial.
Cette partie de l’étude a abouti à l’élaboration d’une base de données algérienne dénommée BENTAL
(Benhos de la Côte Algérienne) et qui constitue l’assise de notre évaluation de la richesse spécifique
ainsi que de la structure taxonomique de la macrofaune benthique des substrats meubles des côtes de
l’Algérie. BENTAL est organisée selon un schéma taxonomique standard3. Elle fournit l’assise du
système d’information géographique de la biodiversité benthique pour le suivi à moyen et à long
termes du compartiment benthique. BENTAL est amenée à évoluer en intégrant l’ensemble des autres
données relatives à la macrofaune benthique algérienne réalisées par d’autres auteurs (Chevreux
(1909, 1910), Ruffo (1954), Mulot (1967), Forest (1957), Monard (1936, 1937), Weinkauff (1862,
1866), Dautzenberg (1895), Pallary (1900), Dieuzeïde (1933, 1934, 1951), Mars (1957), Seurat
(1932), Pallary (1898, 1935), Llabador (1941), Devries (1957), Falconetti (1970), Petit (1972),
Bakalem (1979), Oulmi (1991), Hassam (1991), Rebzani (1991), Bakalem et Romano (1983, 1985,
1988, 1989, 1996), Grimes et Bakalem (1993), Bakalem et Dauvin (1995), Bakalem et al. (1996, 1989),
Grimes (1995, 1998, 2004), Kerfouf (1997), Amar (1998), Bakalem (2004, 2008).
L’inventaire faunistique établi dans le cadre de cette thèse complètera les travaux antérieurs réalisés
sur les fonds meubles de la côte algérienne et particulièrement ceux sur les fonds portuaires (Bakalem
et Romano, 1986 ; Bakalem et al., 1989, Rebzani, 1990, 2006 ; Grimes et Bakalem, 1993; Grimes et
Boudjakdji, 1996; Grimes et Arkam, 1997; Grimes et Arkam, 1998 a, b, c et d; Grimes, 1998; Grimes
et al. 1998 a et b; Grimes et Gueraini, 2001 a et b) ainsi que la synthèse réalisée par Grimes (2004).
Concernant les zones ouvertes (baies et golfes), cette étude apportera des compléments aux travaux de
Chevreux (1888, 1909, 1910, 1911) relatif aux Crustacés Amphipodes des côtes algériennes. Ainsi
qu’aux contributions fragmentaires de Weinkauff (1862), Locard (1898), Dautzenberg (1895), Pallary
(1900), Spack (1931), Llabador (1935) sur les mollusques et de Dieuzeide (1933), Pallary (1935),
Llabador (1941), Devries (1957), Vaissière et Fredj (1963), Le Gall (1969), Falconetti (1970), Petit
(1972), Bakalem (1979, 2004, 2008).
(2) La caractérisation écologique des peuplements porte sur la mise en évidence des groupements
« assemblages » de stations sur la base de leur composition et de la signification des espèces. Cet
exercice laborieux vise à rechercher les liens existants au sein des peuplements à travers la
cohabitation « répétée » entre espèces dans des conditions d’environnement plus ou moins similaires.
Les exigences des espèces par rapport à la nature et la structure du substrat, à leurs besoins trophiques
et à leurs capacités à résister aux changements (naturels ou/et anthropiques) seront un élément
déterminant dans la recherche des liens qui peuvent expliquer ces associations.
3
Règne/ Phylum/ Sous phylum/ Super classe/ Classe/ Sous classe/ Infra classe/ Super ordre/ Ordre/ Sous ordre/ Infra ordre/
Section/ Sous section/ Super famille/ Famille/ Sous famille/ Tribu/ Genre/ Sous genre/ Espèce/ Sous espèce
14
Introduction
(3) Le troisième axe de notre étude porte sur la « qualité écologique » ou statut écologique des zones
étudiées. Pour cela, nous nous baserons sur la démarche recommandée l’Union Européenne
concernant la qualification du statut écologique des zones côtières en utilisant les peuplements
macrozoobenthiques qui se sont révélés une excellente matrice pour l’exercice des indices biotiques.
Un large éventail d’indices biotiques ont été développés et mis au point afin de permettre une
évaluation de l’intégrité et du statut écologique des zones marines côtières. Selon Borja et al. (2007),
l’objectif de ces indices biotiques est de pouvoir qualifier à travers des valeurs, les conditions
environnementales pour une meilleure prise de décision. Toutefois, certains travaux reconnaissent que
l’application des indices benthiques ne peut pas être universelle puisque l’organisation des espèces et
leur sensibilité diffèrent selon les types de perturbation anthropogène et sont par conséquent
susceptibles de répondre différemment à différents types de perturbations (Dauvin, 2007).
Ce dernier axe permettra donc de tester les diverses méthodes et modèles de classification écologique
des fonds meubles sur la base de notre jeu de données. Il s’agira de vérifier la cohérence des diverses
classifications sur la base du statut écologique à partir des échelles préconisées par les auteurs à la
base de ces indices. D’un autre côté nous tenterons de mettre en parallèle ces classifications avec des
modèles plus empiriques basées sur la diversité spécifique et/ou le stock des espèces indicatrices de
pollution (opportunistes) d’un côté et les stocks trophiques dominants de l’autre.
E. Les objectifs et les produits
La présente thèse s’est fixé un double objectif : (1) l’établissement de l’état de référence écologique
pour les zones étudiées et (2) la proposition de quelques recommandations en direction de la
communauté scientifique et des pouvoirs publics dans le cadre de la stratégie nationale de monitoring
du littoral et de la zone côtière en Algérie.
Ces objectifs reposent sur trois produits essentiels : (1) la base de données BENTAL, (2) la carte
national du statut écologique des zones côtières ainsi que (3) la liste taxonomique actualisée pour la
macrofaune benthique des substrats meubles de la côte algérienne.
F. Les collaborations
La concrétisation de cette thèse a été rendue possible grâce à deux collaborations majeures : (i) avec
le Laboratoire de Chimie et de Pollution Marine de l’ISMAL, qui a mis à notre disposition durant
toutes les campagnes en mer les équipements de mesures in situ des paramètres physico-chimiques et
dont les travaux sur les métaux lourds durant la période 1989 - 1999 ont permis de définir une image
générale de la pollution métallique. La seconde collaboration a été menée avec le Laboratoire des
ECOSYSTMES LITTORAUX COTIERS (Université des Sciences et Technologies de Lille, France)
sous la direction du Professeur Jean Claude Dauvin de l’Université de Lille II, initiée depuis 2007 et
qui a été concrétisée par plusieurs séjours au sein de ladite équipe de recherche, cette collaboration a
été valorisée par deux publications internationales.
15
PREMIERE PARTIE
1. CHAPITRE I. LE MILIEU : Contraintes naturelles et anthropiques
16
Chapitre 1
Milieu
1.1. Morphologie –Plateau continental
4
2
3
La côte algérienne est de direction générale SO-NE, elle s’étend de Marsat Ben M’Hidi à l’Ouest au
Cap Roux à l’Est sur 1200 km (figure 1). Elle se présente comme une succession de baies et de golfes
plus au moins ouverts séparés par des régions très escarpées. Les hautes falaises qui bordent en
générale cette côte sont naturellement soumises à des érosions marines et éoliennes. Le réseau
hydrographique aboutissant en mer compte 31 oueds, dont les plus importants sont les oueds Tafna,
Chelliff, Mazafran, El Harrach, Soummam, Sebaou, Isser, El Kebeir, Saf Saf, Seybouse. Ce réseau
alimente le milieu marin en apports terrigènes. Les oueds constituent des collecteurs de tous les
polluants issus des activités humaines, agricoles et industrielles.
MER MEDITERRANEE
Figure 1.1. Localisation et morphologie du littoral algérien.
Selon la description faite par Boutiba (2004), le secteur allant de la frontière algéro-tunisienne à Bejaia
est dans l’ensemble très diversifié avec des avancées de la chaîne tellienne externe qui gagnent sur la
mer. Ce secteur est caractérisé par un ensemble de falaises plus au moins élevées (<40 m) taillées dans
les roches dures ignées et métamorphiques, dont les versants sont escarpés et couverts de sol et de
végétation et dont la partie inférieure est battue par la mer. La structure géologique individualise des
massifs rocheux, séparés par des vallées où coulent des oueds qui débouchent en mer. Les lagunes
littorales entre El-Kala et Annaba confèrent une originalité à ce secteur de la côte algérienne. Les
plages s’étendent au fond des baies, d’une largeur de quelques mètres à quelques dizaines de mètres,
sont presque exclusivement sableuses. Les apports en éléments sableux sont le fait des oueds
Seybouse, Kébir Est et Ouest. De Dellys à Ras Bouak, la côte est très homogène, elle est taillée dans
une épaisse série détritique formée de schiste et de grés crétacé et paléogène. Ces formations
géologiques sont à l’origine d’une indentation du littoral (cap Tedles, Sigli).
Dans sa partie Est, la côte est élevée et essentiellement rocheuse. Ces rivages sont taillés dans les
affleurements de roches calcaires jurassique présentant des falaises très escarpées et des échancrures
occupées par de petites criques sableuses et de grèves. De Dellys à cap Matifou, la morphologie
littorale est commandée par deux bassins néogènes : ceux de l’oued Sebaou et de l’oued Isser. La
bande côtière est recouverte de formations du quaternaire. Entre cap Matifou et le massif
cristallophyllien d’Alger, la baie d’Alger s’inscrit en creux. De Sidi-Fredj vers le mont Chenoua (baie
de Bou-Ismaïl), se rencontre une succession de plages. Douaouda marine marque le début des falaises
plus ou moins abruptes taillées dans des grés quaternaires. Du mont Chenoua à Cherchell se
17
Chapitre 1
Milieu
disséminent des falaises et zones rocheuses ainsi que des grèves et des plages à sédiments fournis par
l’érosion des roches schisteuses du Dévonien. Oued Mousselmoun (Ouest de Cherchell) termine cette
succession de falaises. De là cap Ténès, c’est le domaine de très hautes falaises atteignant parfois 300
m de dénivelé et plongeant à des profondeurs importantes. C’est le secteur en Algérie où le talus
continental est très réduit.
Entre Ténès et l’embouchure du Chelif, les falaises dominent, et sont essentiellement formées dans les
grés et les argiles du Miocène ou du Quaternaire. Plus à l’Ouest, les formations de roches dures du
Jurassique, du Crétacé sont mises en relief dans tout le secteur du Cap Carbon dans la région
d’Arzew. Seul le secteur de la Tafna, les îles Habibas et l’île Rachgoun compose un ensemble de
roches volcaniques dures. Dans la basse Tafna (Rachgoun à Bled El Haouaria), la prédominance des
plages localisées aux débouchés des oueds ou au pied des falaises est notée, et des falaises qui
terminent la partie avale d’un plateau. Ces falaises sont soit des falaises vives (El Guedime) ou des
falaises mortes (au Nord de l’embouchure de oued El Hallouf). De Sidna Youchaâ à Sidi Med El
Ouardini le littoral se caractérise par le passage brutal des versants vers la mer. A l’extrême Ouest, le
littoral des Traras est une façade maritime qui s’étend sur une centaine de km. Elle débute à Rachgoun
(embouchure de la Tafna) prés de Beni Saf à l’Est et se termine à l’Ouest près de Foum Kiss à la
frontière algéro-marocaine. Ce tracé présente un dessin très sinueux et suit presque régulièrement
l’orientation générale de la côte algérienne qui est en respect avec les grandes lignes structurale telloatlasique. Entre Cap Tarsa à l’Est et le Cap Milona à l’Ouest, on distingue deux types
morphologiques : des falaises qui forment l’essentiel de ce secteur et des plages ponctuelles et se
localisant souvent aux embouchures des oueds ; les exemples les plus frappants sont ceux de
Ghazaouet, oued Abdellah, plage de Sel et Marsa Ben-M’hidi.
1.2. Grands traits sédimentologiques
Les travaux réalisés aux golfes d’Annaba, de Béjaïa, de Ghazaouet et de Skikda par Leclaire (1972),
au golfe d’Arzew par Caulet (1972), au port d’Annaba par Harrat (1990), au golfe d’Oran par Kerfouf
(1997), en baie de Bou-Ismail et au port d’Alger (Grimes, données personnelles) en baie d’Alger
(Bakalem, 1979, Grimes, données personnelles) renseignent sur la couverture sédimentaire de la côte
algérienne (tableaux 1.1., 1.2 et 1.3).
Tableau 1.1. Principales caractéristiques sédimentologiques du secteur Ouest algérien.
Arzew
Oran
Ghazaouet
Régions
Faciès sédimentaires dominantes
Golfe
- Les sédiments calcaires arénitiques très peu importants dans le golfe de Ghazaouet, les sédiments
calcaires pélitiques et les vases calcairo-argileuses sont très développés et plus abondants.
- La frange littorale sableuse est très réduite, elle est localisée au Cap Figalo à Ghazaouet et prend
progressivement une extension importante à partir du Cap Milona (Leclaire, 1972).
Golfe
- Une zone de graviers fins sableux située dans la partie Est du golfe (de -49 à -100 m), au large du
port et à la pointe et au large de la pointe de l’Escargot (-60 m),
- Une zone de sables graveleux envasés située prés de la côte, au centre du golfe et se prolonge vers
le large, près du port de Mers-El Kebir et à la pointe de Kristel,
- Une zone de sables graviers légèrement envasés située au large du port de Mers-El Kebir (de -61 à 90 m), et dans la partie Ouest du golfe (face à la pointe de Mers-El Kebir) et s’étendant vers le large
(de -80 à -102 m),
- Zone de sables fins envasés au prolongement de la pointe de Mers-El Kebir, près de la côte (46 m),
- Une zone de sables graveleux en face des falaises de Canastel (-39 m),
- Une zone de vase noire réduite située à proximité de la passe du port d’Oran (près du principal
émissaire d’eaux usées de la ville d’Oran) (Kerfouf, 1997).
Golfe
- Les sédiments calcaires nettement pélitiques représentés par les vases calcairo-argileuse recouvrent
une superficie importante du golfe,
- Les boues argilo-silicieuses au rebord continental tapissant ainsi le golfe d’une grande vasière,
- Une alternance de sable terrigène et de sédiments mixtes ou purement organogènes sur la bordure
littorale à partir du cap Carbon jusqu’à Mostaganem (Caulet, 1972).
18
Chapitre 1
Milieu
Tableau 1.2. Principales caractéristiques sédimentologiques du secteur Centre algérien.
Alger
BouIsmail
Régions
Baie
Port
Faciès sédimentaires dominantes
- Le sable envasé (Sv) occupe une très grande partie de la baie, de la ville de Bou-Ismail (-88
m) jusqu’au Ras Acrata (-32 m) à l’Est et de Chenoua (-44 m) jusqu’au large en face de BouIsmail (-96 m),
- La vase sableuse (Vs) recouvre le centre du secteur Ouest de la baie (de -49 à -90 m) et l’Est
de Sidi Fredj (-34 m),
- Le sable vaso-graveleux (Svg) occupe une grande partie du large du secteur Ouest de la baie
(de Tipaza à Ain Tagourait Ex. Berard), de la côte (-47 m) au large (-86 m) sur la quasi
totalité du front Est de la baie et à l’Est de Sidi Fredj,
- Le sable grossier occupe une petite partie de la baie à proximité de Oued Mazafran (côte et
large) et de Ras Acrata (côte),
- Le sable couvre une fine partie de la côte située entre Oued Mazafran et la ville de BouIsmail.
- La vase sablo-graveleuse est retrouvée exclusivement dans les bassins du port, occupe toutes
les darses du port à l’exception de deux darses du bassin Mustapha,
- Le sable vaso-graveleux s’étend du bassin de vieux port vers le bassin Mustapha avec une
grande superficie vers la passe Sud,
- La vase, la vase sableuse et le sable envasé occupent la majeure partie de la petite rade, une
grande partie du bassin Mustapha et quelques parcelles au niveau du bassin de l’Agha (à
proximité de le jetée) et du vieux port (à proximité de la passe nord).
Skikda
Jijel
Béjaïa
Tableau 1.3. Principales caractéristiques sédimentologiques du secteur Est algérien.
Golfe
- Les sédiments calcaires (sables, graviers et vases calcaréo-siliceuses) jalonnent la bordure
rocheuse du golfe de Béjaïa,
- Les sédiments siliceux (63 à 64% du plateau continental et son rebord) représentés par les
vases silico-calcaires et les vases silico-argileuses,
- Les sédiments argileux représentés par les boues argilo-siliceuses,
- - Les sédiments sableux et graveleux sont représentés de façon secondaire (Leclaire, 1972).
- Sable fin moyen prés du rivage à la périphérie du port,
Port de - Vase sableuse à l’intérieur du port influencé par les opérations de dragage (Laribi et al, 1997).
Djendjen
Golfe
Annaba
Golfe
Port
- De la côte vers le large, des sables fins, des sables envasés, des vases sableuses, des sables et
des graviers, et des vases pures, soit une distribution des sédiments en fonction de la
bathymétrie (Leclaire, 1972)
- Une boue argilo-siliceuses s’étendent du large de oued Bou Alallah au Ras El Hamra,
- Les sables et sablons calcaréo-siliceux s’étendent sur la quasi totalité de la côte du golfe (de
Ras Rosa à Ras El Hamra),
- Les vases silico-argileuses s’étendent près de la côte de oued Bou Alallah au Ras Rosa,
- Les vases calcaréo-silicieuses recouvrent le large du centre du golfe,
- Les sables et graviers calcaires couvrent essentiellement le large de Ras Rosa,
- Les vases calcaires couvrent une fine partie du centre du golfe (Leclaire, 1972).
- La vase sableuse (Vs) occupe le fond de la petite darse, la grande darse et une partie de l’avant
port,
- La vase graveleuse (Vg) occupe la zone de transition entre la petite et la grande darse,
- La vase pure occupe tout le bassin de l’avant port et se prolonge dans l’extrémité Est de la
grande darse (Harrat, 1990).
19
Chapitre 1
Milieu
1.3. Contexte océanographique général
La circulation du courant atlantique, du détroit de Gibraltar au canal de Sicile, présente de fortes
différences. A l'Ouest, elle est relativement stable et étroitement liée à la géographie du détroit de
Gibraltar et de la mer d'Alboran. Les eaux y forment à la surface une couche d’eau atlantique
modifiée (MAW) qui circule d’Ouest en Est le long des côtes africaines en formant de vastes
tourbillons anticycloniques (Millot, 1999). A la sortie de cette mer, la circulation est pratiquement
permanente, dirigée des côtes espagnoles (2°W) vers les côtes algériennes (1°W); cette circulation
prend ensuite la forme d'une veine de courant qui coule vers l'Est le long de la côte africaine et devient
généralement instable à partir de 1-2°E (Millot, 1985). Arrivé aux côtes algériennes, le courant porte le
nom de « Courant algérien ».
Des méandres puis des tourbillons cycloniques et anticycloniques se développent; les tourbillons
dérivent vers l'Est à des vitesses de quelques cm.s-1, mais seuls les anticycloniques peuvent atteindre
100 km de diamètre (figure 1.2), puis s’éloignent de la côte, ils peuvent atteindre des dimensions de
plus de 200 km et revenir vers la côte interagir avec la veine de courant (Millot, 1987). Cette eau est
soumise à l’évaporation et au mélange avec les eaux méditerranéennes sous-jacentes ; elle peut
atteindre une salinité de 38,3 psu au détroit de Sicile.
Au détroit de Sicile l’Eau Levantine Intermédiaire « LIW » contribue aux flux sortant du bassin
oriental et pénètre dans le bassin occidental par la mer Tyrrhénienne (Millot, 1999). Elle circule sous
les eaux atlantiques modifiées de surface et participe activement à la formation des eaux profondes du
bassin occidental.
Le mélange de l’eau superficielle Atlantique et la LIW forment l’eau profonde du bassin ouest
méditerranéen « WMDW, West Mediterraneen Deep Water », qui plonge dans la zone centrale du
golfe du Lion pour tapisser le fond du bassin occidental. L’eau intermédiaire d’hiver « WIW, Winter
Intermediate Water », prend naissance sur le plateau continental du golfe du Lion et dans le mer
Ligure, et forme une veine d’eau entre la MAW et la LIW, qui se retrouve jusque dans le bassin
algérien (Benzohra et Millot, 1995).
Eau Atlantique modifiée de surface (MAW)
Figure 1.2. Circulation globale en Méditerranée. LIW (eau levantine intermédiaire), TDW (eau dense
tyrrhénienne), WMDW (eau profonde du bassin Ouest Méditerranéen), EMDW (eau profonde du
bassin Est Méditerranéen) (Millot, 1999 in Ait Ameur, 2007).
20
Chapitre 1
Milieu
Des mesures récentes ont montré qu’une masse d’eau plus salée, plus chaude et plus vieille que la
WMDW, s’étend entre 600 et 1900 m dans le bassin algérien (Rhein et al. 1999 in Ait Ameur, 2007),
appelée Eau Tyrrhénienne Profonde « TDW », elle suit le même trajet que la LIW et contribuerait aux
flux sortant au détroit de Gibraltar (Millot et al. 2006).
La figure 1.3 illustre la circulation globale dans la Méditerranée. Les tourbillons du bassin algérien
sont probablement un facteur déterminant dans la distribution des sels nutritifs, de la biomasse
phytoplanctonique et zooplanctonique le long des côtes algériennes. En outre, ils perturbent la
circulation de l'Eau Levantine Intermédiaire (Millot, 1987) et entraînent l'eau d'origine atlantique des
côtes algériennes vers le large, leur influence peut se faire sentir loin vers le Nord.
Ces tourbillons joueraient aussi un rôle important dans le transfert des polluants d’un site à un autre. Il
est observé dans les baies des courants locaux avec des vitesses de l’ordre de 0.3 m/s (METAP, 1994).
Figure 1.3. Circulation de surface et vitesse des courants (source : INGV, 2008).
1.4. Physico-chimie des eaux de fond
L’analyse de nos données physico-chimiques des eaux4 de fond des ports et des golfes étudiés permet
de faire le constat suivant (annexe 5, figures 1.4 et 1.5) :
1. Une très forte homogénéité de la masse d’eau portuaire ; ce constat était prévisible, eu égard au
fort confinement qui caractérise la plupart des port algériens. Ce confinement ralentit le brassage
des eaux portuaires avec celles des golfes et des baies adjacentes. La faible profondeur et les
conditions estivales de stagnation des eaux amplifient cette homogénéité qui doit nécessairement
expliquer en partie la structuration des peuplements macrozoobenthiques étudiés. Cette
homogénéité s’exprime aussi bien sur le plan thermique, halin que du point de vue de
l’oxygénation.
4
Une bouteille de type VAN DORM d’une capacité de 3.5 l a été utilisée pour le prélèvement d’eau. Trois paramètres
physico-chimiques sont mesurés au laboratoire humide du N.O. /M.S. Benyahia en utilisant les instruments suivants : un
salinomètre (KENT 5005) d’une précision de ± 0.001psu, un thermomètre de terrain d’une précision de ±0.01°C, un pHmètre
(METROHM 605) d’une précision de ± 0.01 et un oxymètre (WTW oxy 92) d’un précision de 0.1%.
21
Chapitre 1
Milieu
2. Une stabilité de la masse d’eau portuaire d’un point de vue physico-chimique à court et à moyen
termes (figure 1.5). Les ports qui ont fait l’objet de suivi (Oran, Arzew, Bethioua, Skikda,
Djendjen, Jijel, Béjaia) montrent tous de faibles variations des paramètres analysés durant les
différentes situations.
Néanmoins, les ports pétroliers de Skikda et de Bethioua ainsi que le port de Djendjen se
singularisent sur le plan de la physico-chimie des eaux avec des valeurs de température, de
salinité, de pH mais surtout d’oxygène dissous qui rappellent plus un environnement ouvert
comme ce lui des golfes qu’un environnement confiné. Cette situation s’explique par la
construction récente de ces enceintes portuaires, la quasi absence d’apports en matières organiques
et la présence de deux passes au port de Bethioua. Leur positionnement au centre des golfes
favorise une agitation plus intense et un échange avec les eaux du large quasi permanent.
3. Une très forte homogénéité caractérise également les eaux des principaux golfes et baies de la côte
algérienne sur le triple plan thermique [19.20 -21.92 °C], halin [36.06-36.88 psu] et de
l’oxygénation
[7.04-8.88 mg/l] (figure 1.4). Nous notons tout de même quelques particularités
notamment à l’Est de la côte avec des températures maximales à El Kala et à Annaba avec
respectivement 23.10 °C et 22.10°C. Comme le port d’Arzew en 1997 (8.48 mg/l), le golfe
d’Arzew est également le mieux oxygéné de la côte algérienne (10.51mg/l). La température des
eaux fluctue dans l’intervalle [21.33-24.52°C] à l’exception du port d’Arzew en 1996 (20.43°C),
du port de Bethioua en 1996 (19.78°C) et du port d’Oran en 1995 (19.42°C) ; tous les trois situés
à l’Ouest de la côte algérienne.
4. Si on excepte le port de Béjaia en 1997 où la salinité atteint 31.07 psu, ce paramètre fluctue dans
un intervalle assez large de [34.79-37.28 psu].
5. La particularité physico-chimique des eaux de fond du port d’Arzew en 1997 s’exprime en terme
d’oxygénation où la valeur de 8.4 mg/l le rapprocherait des eaux du large. Le minimum est
enregistré la même année au nouveau et à l’ancien port de Skikda avec respectivement 3.10 et 3.63
mg/l, alors que pour le reste des ports, on note une mauvaise oxygénation [5.39-6.92 mg/l].
6. Un léger gradient thermique décroissant est mis en évidence d’Ouest en Est, exception du golfe de
Skikda (nombre de stations réduit n’autorise pas de conclusions) ; ce gradient décroissant est
totalement absent pour la salinité et l’oxygène dissous.
7. Aucun gradient géographique n’est mis en évidence pour les milieux portuaires, la physico-chimie
des eaux de fond ne semblent obéir à aucun gradient, ceci étant totalement prévisible vu le
caractère fermé de ces ports qui en fait des milieux qui fonctionnent, particulièrement en saison
estivale presque en isolement des eaux des baies et des golfes adjacents, en tout cas avec des
interactions très limitées en cette saison.
Les sites qui ont fait l’objet d’un suivi que cela soit en milieux ouverts : golfes d’Arzew (1996 et
1997) ; de Béjaia (1996-1997-1998) ; de Skikda (1997-1998) et d’Annaba (1996-1998) ou en
milieux portuaires : ports d’Oran (1995-2001) ; d’Arzew (1996-1997-1998) ; de Bethioua (19961997) ; de Béjaia (1996-1997-1998) ; ou dans les ports comme celui de Skikda (1997-1998) et
d’Annaba (1996-1998) montrent une très forte stabilité estivale des paramètres mesurés avec une
très faible variabilité spatio-temporelle.
22
Chapitre 1
Milieu
Figure 1.4. Variation moyenne des paramètres température (C°), salinité (psu), oxygène dissous (mg/l) et pH des eaux de fonds des principaux golfes et
baies algériens.
23
Chapitre 1
Milieu
Figure 1.5. Variation moyenne des paramètres température (C°), salinité (psu), oxygène dissous (mg/l) et pH des eaux de fond des principaux ports
algériens.
24
Chapitre 1
Milieu
1.5. Synthèse sur les travaux relatifs à la macrofaune benthique des substrats meubles
d’Algérie
Les travaux consacrés à la macrofaune benthique des substrats meubles de la côte algérienne
demeurent très insuffisants et localisés aux fonds côtiers (Bakalem, 1979; Bakalem et Romano 1983,
1996, Bakalem A., 1981a, b, c, d ; Hassam, 1991; Oulmi, 1991, Kerfouf, 1997; Amar, 1998; Grimes et
Arkam, 1998; Grimes et al., 1998 ; Grimes, 2004 ; Bakalem, 2008 ; Bakalem et Romano, 1978 ;
Bakalem et Romano, 1982 ; Bakalem et Dauvin, 1995 ; Bakalem et al., 1986 ; Bakalem, Messili et
Romano, 1990 ; Bakalem et al., Romano, 1996 ; Bakalem et al., 1988 ; Bakalem et al. , 1990). Quelques
études apportent des éléments très fragmentaires (Dauzenberg, 1895; Locard, 1898; Chevreux, 1909,
1910; Seurat, 1927, 1932; Dieuzeïde, 1933, 1940, 1950; Vaissière et Fredj, 1963; Pérès, 1955;
Picard, 1955; Vaissière et Fredj, 1963; Dieuzeïde et Roland, 1957; Gauthier, 1955; Devries, 1957;
Petit, 1972; Mouëza, 1975; Louis, 1980; Vaissière et Fredj, 1963; Bakalem et Romano, 1978; AbadaBoudjema, 1983; Boubezari, 1992). D’autres travaux portent sur des groupes zoologiques limités ou
traitent essentiellement de la dynamique des populations de quelques espèces (Moueza, 1975, Grimes,
1994; Refes, 1994) ou ceux plus anciens relatifs au benthos des fonds chalutables (Le Danois, 1925;
Spack, 1931; Délye, 1957). Dieuzeïde et Goëau-Brissonnière (1951), Molinier et Picard (1952), Le
Gall (1969), Boumaza (1995) et Semroud (1992) ont abordés, entre autres, des aspects liés au benthos
des herbiers et des phanérogames de la côte algéroise tout particulièrement. Falconetti (1970) aborde
quant à lui la diversité des fonds de maerl de la région de Bou Ismail.
Concernant la macrofaune benthique des milieux portuaires, les premiers travaux ont été à l’initiative
de Bakalem et Romano (1985) au port d’Alger et par ces mêmes auteurs en 1986 au port de Bejaia.
Rebzani (1992) a réalise une étude complète sur les peuplements portuaires d’Alger, notamment sur
les aspects zoologiques et la pollution. Au milieu des années 1990, nous avons initié un programme
pour la caractérisation de l’ensemble des milieux portuaires algériens (Grimes et Bakalem, 1993,
Grimes et Arkam, 1998, Grimes et Gueraini, 2001 a et b, Grimes, 2004) et dont la présente étude fait
le point sur les résultats majeurs. L’intérêt porté à ces milieux est lié à trois facteurs : (i) les
aménagements portuaires eux mêmes, (ii) les activités portuaires et (iii) les diverses pollutions qui sont
déversées dans ces enceintes. Certains de ces ports, comme ceux d’Alger, d’Oran et d’Annaba pour ne
citer que les plus représentatifs ont été jusqu’à une date récente les réceptacles « naturels » des
pollutions domestiques et des industries installées à proximité de ces ports ; pour certains ils le
demeurent toujours.
L’essentiel des travaux a porté sur le port d’Alger (Bakalem et Romano, 1985 ; Bakalem et al., 1986 ;
Bakalem et Romano, 1988, a, b et c ; Rebzani- Zahaf et al., 1988 ; Bakalem et al., 1989 ; Rebzani-Zahaf
et al., 1997 ; Rebzani, 2006, Bakalem, 2009) ; le port de Béjaia (Bakalem et Romano, 1989 ; Grimes et
al., 1998), les indices biotiques (Bakalem et al., 2009 ; Grimes et al., 2010). D’autres ports ont été
l’objet d’intérêt comme l’ancien port de Skikda (Grimes et Bakalem, 1993 ; Grimes et Arkam, 1998),
le port de Djendjen (Grimes et Gueraini, 2001), le port de Jijel (Grimes et Gueraini, 2001), le port
d’Oran (Grimes et Boudjakdji, 1996; Grimes, 1998), le port d’Annaba (Grimes et al., 1998), ainsi que
le nouveau port de Skikda (Grimes et Arkam, 1998). Enfin, quelques synthèses ont également fait
l’objet de travaux (Grimes, 1998a; 1998b; 2004).
Les figures 1.6. et 1.7. fournissent des éléments repères quant aux diverses études sus mentionnées. La
présente étude qui aborde, entre autre, divers aspects de la macrofaune benthique des substrats
meubles des ports algériens, en particulier, ceux relatifs à la taxonomie, à l’organisation des
peuplements portuaires et au déterminisme de cette organisation, notamment en rapport avec le facteur
de pollution, devrait apporter des éléments complémentaires aux travaux antérieurs. L’autre ambition
de cette partie de la thèse est de fixer, à travers cette organisation des peuplements, une image de la
situation de la macrofaune dans ces milieux, image indispensable pour le suivi futur des impacts des
activités anthropiques sur l’écosystème côtier algérien.
25
Chapitre 1
Milieu
Port d’Oran
Grimes et Boudjakdji (1996)
Grimes (1998)
Port d’Arzew
Bakalem (1980)
Grimes et Bakalem (2010)**
Port de Ghazaouet
Vaissière et Fredj (1963)*
Port d’Alger
Bakalem et Romano (1985)
Bakalem et al. (1986)
Bakalem et al. (1989)
Grimes S. et Gueraini (2001)
Rebzani- Zahaf et al. (1988)
Rebzani (1992)
Rebzani-Zahaf et al. (1997)
Rebzani (2003)
Port de Béjaia
Bakalem et Romano
(1986)
Bakalem et Romano (1989
Grimes et al. (1998a)
Ports de Jijel et de
Grimes et al. (1998b)
Djendjen
Rebzani (2003)
Grimes et Gueraini
(2001)
Bakalem (2008)
Port d’Annaba
Bakalem et Harrat
(sous presse),
Grimes, Abdiche et
Doudou (1998)
Port d’El Kala
Grimes (1995)
Grimes (1995)
Refes et Grimes
(1995)
Ancien port Skikda
Grimes et Bakalem (1993)
Grimes et Arkam (1998)
Grimes et Arkam (1997)
Rebzani (2003)
Nouveau port de Skikda
Grimes et Arkam (1997)
Grimes et Bakalem (1993)
Rebzani 2003
Figure 1.6. Bibliographie des travaux relatifs à la macrofaune benthique des substrats meubles portuaires de la côte algérienne.
* Données fragmentaires
** Données non publiées
26
Chapitre 1
Milieu
Golfe d’Oran
Dauzenberg (1895)
Locard (1898)
Chevreux (1909, 1910)
Le Danois (1925) 2
Vaissière et Fredj
(1963) 4
Kerfouf (1997) 1
Bakalem (2008) 3
Golfe d’Arzew
Le Danois (1925) 2
Vaissière et Fredj (1963) 4
Amar (1998) 1
Bakalem (2008) 3
Baie de Bou Ismail
Le Danois (1925) 2 Seurat (1927, 1932),
Dieuzeïde (1933, 1940,1950),
Dieuzeïde et Goëau- Brissonnière (1951)
5
, Molinier et Picard (1952) 5, Gauthier
(1955), Pérès (1955),
Picard (1955), Dieuzeïde et Roland
(1957), Devries (1957), Mouëza
1975),Vaissière et Fredj (1963) 4,
Le Gall (1969) 5, Falconetti (1970) 6,
Louis (1980), Bakalem et Romano 1983,
1996)1, Hassam (1991)1, Oulmi (1991)1,
Boumaza (1995) 5, Bakalem (2008) 3,
Mostaganem
Golfe de Jijel
Le Danois (1925) 2
Bakalem (2008) 3
Golfe de Béjaia
Le Danois (1925) 2
Bakalem (2008) 3
Golfe d’Annaba
Vaissière et Fredj (1963)4
Grimes et al. (1998) 1
Grimes (2004) 1
Golfe de Skikda
Grimes et Arkam (1998) 1
Bakalem (2008) 3
Baie d’Alger
Spack (1931) 2
Vaissière et Fredj (1963)4
Petit (1972) 4
Bakalem (1979) 1
Bakalem et Romano (1978)
Abada-Boudjema (1983)
Boubezari (1992)
Semroud (1992) 5
Grimes (2008) 1
Bakalem (2008) 3
Figure 1.7. Bibliographie des travaux relatifs à la macrofaune benthique des substrats meubles des baies et golfes de la côte algérienne.
1
3
2
Macrofaune benthique des substrats meubles (0 et 120 m de profondeur) ;
Esquisse de la bionomie des fonds chalutables ;
4
Macrofaune benthique des substrats meubles (0-20 m de profondeur) ; Données très fragmentaires ; 5 Phanérogames ; 6Fonds de Maërl
27
Chapitre 1
Le milieu
1.6. Principales pressions anthropiques le long de la côte algérienne
(1) Près de 45% de la population algérienne réside et active dans les wilayas littorales. En 1998 la
population littorale était de 12 564 151 habitants, soit une augmentation de près de 2 millions
d’habitants depuis 1987. Cette tendance s’est maintenue, voire accentuée dans certaines zones
jusqu’au milieu des années 2000.
La population littorale augmente considérablement en période estivale. La densité de la population
littorale est également importante : en 1998, elle était de 280.9 hab/km² pour une moyenne nationale
de 12.2 hab/km², soit un facteur de près de 23. La population du domaine exclusivement littorale
présente une densité très élevée, soit près de 800 hab/km², très loin de la moyenne nationale. Cette
forte pression humaine, qui le plus souvent s’explique par des considérations socio-économiques,
génère de fortes pollutions multiformes (organique, chimique, thermique, bactérienne…) qui ont
nécessairement un impact sur l’organisation de la vie macrobenthique en zone côtière.
(2) L’industrie algérienne dominée par les activités pétrochimique, chimique, sidérurgique et
aujourd’hui agroalimentaire s’est concentrée dans la bande littorale où l’on recense plus de 50 % des
unités industrielles nationales. La zone algéroise concentre à elle seule 38 % des unités industrielles du
pays.
Les villes d’Arzew et de Bethioua et celle de Skikda sont des pôles de l’industrie pétrochimique
algérienne et à ce titre elles sont considérées comme les principales sources de pollution par les
hydrocarbures auxquelles s’ajoutent de moindre manière les ports d’Alger et de Béjaia (figure 1.9). Le
Cadastre des déchets5 réalisé par le Ministère de l’Aménagement du Territoire et de l’Environnement
(MATE) met en évidence la présence en zone littorale de 786 unités industrielles, 21 zones d’activités,
13 zones industrielles, 14 sablières, 27 carrières et 91 industries à risque.
Les zones côtières les plus affectées par la pollution hydrique, sont adjacentes aux grandes métropoles
(Alger, Oran, Annaba) ou bien voisines des complexes industrialo- portuaires (Ghazaouet,
Mostaganem, Arzew, Béjaia, Skikda). Ces zones sont le réceptacle de diverses sources de pollution:
(i)
Les rejets domestiques des grandes villes maritimes ; Alger, Annaba et Oran sont les
villes les plus exposées aux conséquences de la pollution organique (tableaux 1.4- 1.6).
(ii)
Les rejets des industries chimiques et pétrochimiques ; même s’il est difficile d’être
exhaustif et sans les hiérarchiser on retrouve : les métaux lourds, les hydrocarbures et les
composés organiques, l’acide sulfurique, les matières fibreuses et les substances
chromiques, les éléments basiques, les composés azotés, les cyanures, les catalyseurs
usagés et les goudrons, la soude, les pesticides, les détergents les organo- chlorés
(tableaux 1.4 – 1.6).
(iii)
Les rejets des centrales thermiques: les eaux de refroidissement des unités de
SONELGAZ augmentent la température des eaux marines et leur teneur en chlore (Marsat
El Hadjadj, Alger, Cap Djinet) (tableaux 1.4 et 1.5).
(iv)
Le lessivage des sols des grands périmètres agricoles (littoral centre et plaine d’Annaba
surtout) élève la teneur en éléments nutritifs des zones marines voisines (rejets du à la
fabrication des fertilisants agricoles à Annaba).
5
Réalisé dans le cadre du Plan National d’Action pour la Gestion des Déchets Solides. La politique de maîtrise,
d’amélioration et de modernisation de la gestion des déchets spéciaux s’est concrétisée par la promulgation de la loi 01 - 19
du 12 décembre 2001 relative à la gestion, au contrôle et à l’élimination des déchets et à la mise en place de taxes d’incitation
au déstockage des déchets.
28
Chapitre 1
Le milieu
Tableau 1.4. Les différents oueds et rejets déversant dans le secteur Ouest.
Régions
Arzew
Oran
Ghazaouet
Golfe
Les oueds, les rejets et leur emplacement
- Oued la Tafna ; Oued de Sidi Djilloul ; Oued el Hallouf.
- Oued de Ghazaouet (se déverse au milieu du port),
- Systèmes d’égouts qui collectent les eaux usées domestiques (METAP, 1994),
- Les rejets industriels de la METANOF (Entreprise Nationale des Métaux non Ferreux) et
Port
de la briqueterie de Touane (METAP, 1994).
- Les rejets de 3 ports (Mers-El Kebir, d’Oran et de Kristel),
- Les rejets domestiques de la ville d’Oran essentiellement chargées en matière organique
et en détergents (METAP, 1993),
- Les rejets industriels des 375 unités industrielles de la ville d’Oran, des 108 unités de la
Golfe
zone industrielle d’Es Senia et des 29 unités de la zone industrielle de Hassi Ameur
(METAP, 1993).
- Rejets R1 et R2 à l’extérieur Ouest du port d’Oran (d’origine domestique),
- Rejets R3, R4 et R5 au bassin de Ghazaouet (d’origine domestique et industrielle),
- Rejet R6 au bassin de Mostaganem (d’origine industrielle),
- Rejet R7 au bassin de Ténés,
- Rejets R8 et R9 au bassin de Béjaïa,
Port
- Rejet R9 bis au bassin de Skikda,
- Rejets R10 et R11, 400 m à l’Est du port d’Oran.
- Oued Chellif ;
- Oued Mahgoun ;
- Rejets des eaux usées urbaines de la ville d’Arzew,
- Rejets de Bethioua et de Mostaganem,
- Rejets industriels (industries pétrochimiques) et ceux de la centrale thermique ;
Golfe
- Rejets du port pétrolier d’Arzew,
- Rejets du port gazier de Bethioua
- Rejets R1, R2, R3 et R4 au Bassin 1 (eaux usées domestiques),
- Rejet R5 situé au niveau de l’oued Mahgoun (eaux domestiques et de l’hôpital),
- Rejet R6 (bassin3) draine les déchets de l’usine de liquéfation,
Port
d’Arzew - Rejet R7 (à l’extérieur du port) provient de la raffinerie et METHANOL,
- Rejet R8 (à l’extérieur du port) provient de l’usine d’ammoniac (SONATRACH).
Port de - Rejet R1 à l’intérieur du port (eaux domestiques et pluviales),
Bethioua - Rejet R2 à l’extérieur du port (eaux domestiques, pluviales et surtout industrielles).
(3) Les eaux usées sont l’une des causes majeures si ce n’est la plus importante source de dégradation
de l’écosystème marin côtier algérien. Ces eaux usées chargées pour l’essentiel de matières
organiques, de matières en suspension, de détergents et des huiles lubrifiantes génèrent des pollutions
organiques et chimiques. Cette situation est aggravée par le déficit en traitement des eaux avant leur
rejet en mer dans la plupart des cas. La quasi-totalité des stations d’épuration sont soit
inopérationnelles ou fonctionnant par intermittence ou partiellement. Le déficit du prétraitement dans
les entreprises et l’absence de prise en charge que pose l’élimination des boues d’épuration
compliquent la situation.
La couverture en stations d’épuration en zone côtière demeure faible, en effet sur les 68 stations
d’épurations recensées pour tout le territoire algérien, 17 sont implantées en zone littorale dont 10 sont
à l’arrêt et 2 fonctionnant partiellement ou par intermittence 6 . En terme de capacité, les stations
d’épuration fonctionnant normalement en zone littorale représentent seulement 25.59 % des stations
littorales et 14.47 % des stations d’épurations nationales. Une capacité de traitement de 1 723 000
équivalent/habitant est faible en regard de la population littorale.
(4) Certaines villes côtières qui sont peu pourvues en unités industrielles en zone littorale sont par
ailleurs responsables de pollutions spécifiques. C’est le cas de la ville de Ghazaouet pour son unité
d’électrolyse de zinc et de la ville d’Annaba (complexe ASMIDAL) pour les composés azotés et
6
Ces données sont valables pour la période de l’étude.
29
Chapitre 1
Le milieu
phosphatés (figure 1.8). Pour la région Ouest, les principales sources génératrices de déchets étant la
zone industrielle d’Arzew qui génère le plus de déchets avec les boues et sloap issues du raffinage du
pétrole, du nettoyage et de l’entretien des bacs de stockage des hydrocarbures. La région centre se
caractérise, quant à elle, par une forte production de déchets de plomb et le stockage d’accumulateurs
au plomb (350000 t) stockés au sein de l’entreprise ENPEC.
Bou-Ismail
Tableau 1.5. Les différents oueds et rejets déversant dans le secteur Centre.
Baie
Alger
Baie
Port
-
Oued Mazafran, débouche entre Zéralda et Douaouda,
Oued Nador, débouche dans la petite baie de Chenoua,
Oued Beni-Messous, entre le Ras Acrata et la pointe de Sidi – Fredj et se déverse dans la
mini baie des Dunes (baie d’El Djamila),
Oued Makhlouf déversant les eaux usées de Blida et de la base logistique de Beni-Mered,
Les eaux usées domestiques de Blida, Boufarik, Beni-Mered, Attatba, Mouzaia et Koléa.
-
Oued El Harrach.
Rejets de la baie
-
03 rejets au Quai 4, 02 rejets au Quai 8, 02 rejets au Quai 12, 02 rejets au Quai1 7 et 3
rejets au quai 24 déversent les eaux usées et pluviales du port,
2 rejets au Quai 21 déversent les eaux usées domestiques et pluviales de la zone portuaire,
01 rejet au Quai 25 et 4 rejets au Quai 31 déversent des eaux usées domestiques,
01 rejet au Quai 26, 4 rejets au Quai 32 et un rejet au Quai 36 déversent des eaux usées
industrielles/ENCG,
02 rejets au Quai 26 déversent les eaux de refoulement de la centrale électrique
(Sonelgaz),
08 rejets au niveau de la darse de l’amirauté.
-
30
Chapitre 1
Le milieu
Tableau 1.6. Les différents oueds et rejets déversant dans le secteur Est.
Béjaïa
Golfe
Port
Jijel
Port
Jijel
Port de
Djendjen
Skikda
Golfe
Ancien
port
Nouveau
port
El
Kala
Annaba
Golfe
Port
Port
- Oued Soummam, où se déversent des eaux usées domestiques et industrielles; Oued
Seghir où se déversent des eaux usées industrielles; Oued El Djemaâ; Oued Agrioun,
- Rejet des eaux usées domestiques de la ville de Béjaïa.
- Rejets R2 et R3 dans le bassin arrière port (eaux usées domestiques et oued Seghir),
- Rejet R4 dans le bassin du vieux port (eaux usées domestiques et industrielles),
- Rejets R1 et R5 dans le bassin avant port (eaux usées et pluviales de la zone portuaire).
- Rejet R1 au Quai Ouest déverse des eaux pluviales de la zone portuaire,
- Rejet R2 au Quai Est déverse des eaux pluviales et domestiques de la zone portuaire,
- Rejets R 3 et R4au niveau de la Darse de pêche où se déversent des eaux usées pluviales
et domestiques de la zone portuaire.
- Le seul rejet est celui de la centrale électrique (pas de source de pollution).
- Oued Safsaf qui se déverse entre le nouveau et l’ancien port,
- Oued Mahsene qui se situe un peu plus à l’Ouest de oued Safsaf et de l’ancien port.
- Rejet de matière en suspension et détergents (avant port),
- Rejet R1 d’eaux domestiques (darse de pêche),
- Rejets R2 et R3 d’eaux usées domestiques et pluviales de la zone portuaire (Quai à
marchandises),
- Rejet R4 d’eau de la station de déballastage (Quai Sud).
- Rejets R1, R2 et R3 d’eaux usées mixtes qui se déversent à proximité de l’oued Safsaf,
- Rejets R4 et R5 d’eaux usées mixtes* qui se déversent à la proximité Est du port (plage
Ben M’Hidi).
- Oued Seybouse (rejets domestiques et industriels); Oued Boudjemaa (rejets domestiques
et industriels); Oued Kouba (eaux pluviales); Oued Meboudja (rejets industriels),
- Rejets urbains et industriels bruts à Sidi Salem et Rizzi-Ammor.
-
R4, R5, R6, R7, R8 et R9 d’eau usées mixtes dans la petite darse,
Rejet R10 à l’entrée de la petite darse,
Rejets (R2 et R3) d’eaux usées au niveau du Quai Nord,
Rejets (Ra et Rb) au niveau du Quai Sud,
Rejet R1 (bassin avant port) qui déverse les eaux de pluies, les eaux domestiques et
industrielles (détergents et huiles provenant de l’ENCG),
- Rejets (R11 et R12) à l’extérieur du port.
- Pas de rejet mais une légère pollution domestique est constatée.
* mixte : eaux usées domestiques + industrielles
L’étude réalisée par le METAP (1994)7 met en évidence une forte corrélation débit- DBO5 et débitDCO, soit des DCO confirmant les valeurs de DBO5, le cas du port d’Alger (102 200 t/an), du port
d’Oran (24 649 t/an) et du port d’Annaba (18 492 t/an).
7
Etude réalisée en 1993-1994 pour le Ministère des transports visant la protection contre la pollution des ports et du littoral
algériens (détermination de l’origine de la pollution des ports et rades portuaires et au voisinage des principales plages
31
Chapitre 1
Le milieu
Les fortes teneurs en hydrocarbures totaux mesurées dans l’eau témoignent d’une contamination
permanente du port d’Arzew (trafic maritime intense, eaux usées industrielles raffinerie, GNL
Méthanol, GPL, usine d’ammoniac). C’est le cas, aussi, des hydrocarbures polyaromatiques qui
révèlent de forts taux avec des écarts très remarquables, témoignant de la diversité des sources de
pollution pétrolière. Selon le METAP (1994), les mesures de Coliformes fécaux et les Streptocoques
fécaux montrent un dépassement des normes (> 10 000 E. coli/100 ml) à l’extérieur du port de
Ghazaouet indiquant une source de pollution (tableau 1.7). Au port d’Oran, des concentrations élevées
en E. coli sont mesurées à l’extérieur du port à proximité du plus important rejet d’eaux usées alors
qu’à l’intérieur du port la qualité microbiologique est acceptable. Les concentrations d’E. Coli sont
conformes aux normes aux ports d’Arzew, de Bethioua et de Mostaganem.
Les plus fortes concentrations en E. coli sont relevées au port d’Alger (23-110000 E. coli/100 ml).
Cette contamination est aussi perceptible à l’extérieur du port. Au port de Béjaia (23-24000 E.
coli/100 ml), les plus fortes valeurs ainsi que les dépassements des normes sont le fait des eaux
extérieures. A l’opposé, le dépassement des normes est mesuré dans la partie centrale de l’ancien port
de Skikda contrairement aux autres bassins du port qui présentent des valeurs acceptables. Des
concentrations élevées en E. coli sont enregistrées au port d’Annaba à l’inverse des eaux du port de
Jijel (normes non dépassées).
Tableau 1.7. Les points (rejets) significatifs de la pollution dans les golfes et baies algériens.
Sites
Urbain
Golfe de Gazaouet
Golfe d’Oran
Golfe d’Arzew
Baie de Bou Ismail
Baie d’Alger
Golfe de Béjaia
Golfe de Skikda
Golfe d’Annaba
Côte d’El Kala
X
XX
X
X
XXX
XX
XX
XXX
X
Points significatifs de pollution
Industrie
XX
XX
XX
X
XXX
XXX
XXX
XXX
Oued
X
X
XXX
XX
X
XX
Tableau 1.8. Les points (rejets) significatifs de la pollution dans les ports algériens.
Sites
Points significatifs
Urbain
Port de Gazaouet
Port d’Oran
Port d’Arzew
Port de Béthioua
Port d’Alger
Port de Béjaia
Port de Jijel
Port de Djendjen
Ancien port de Skikda
Nouveau port de Skikda
Port d’Annaba
Port d’El Kala
de pollution
Industrie
X
XX
X
XX
XXX
X
XXX
XX
X
XXX
XX
X
XX
XX
XXX
X
XXX
X
X
algériennes). Réalisée par l’Institut pour la Qualité Des eaux (Danemark) et Le Laboratoire d’Etudes Maritimes (Algérie)
etl’Institut Danois d’Hydraulique (Danemark) et l’ISMAL.
32
Chapitre 1
Le milieu
2 1 ALZINC
3
Ciment, Ferphos
Sablière Terga
D-I
9 Abattoirs, Agroalimentaire, Laiterie
Huilerie, Electo
industrie
Cotonnière
D-I
4
5 Pétrochimie, ENGI,
Alzofer, EMB, Fertalge
Soachlore, Giplait
Megisserie, Papier
Sucre, Agro-alimentaire
D
D-I
D
10 Agro-alimentaire, Corps
gras, Emballage,
Hydrocarbures, Naphtal
I-D
11
6
PMI-PME, Alufer
Alumetal, Papier,
verrerie
D
12 Conserverie, Agroalimentaire, Verre,
Centrale électrique,
Tannerie
D
Pétrochimie, Centrale
électrique, Gaz industriels
7
Corps gras, Agroalimentaire, Papier,
Cosmétique, Centrale
électrique, Tannerie
Hydrocarbures
I-D
8
Laiterie, Agroalimentaire, Aluminium
Medicaments
Centrale électrique
D-I
13
Agro-alimentaire,
Ferphos, Ferrovial
Arcelor Mittal, Centrale
électrique, engrais azotés
et phosphatés
14
Conserverie, Agroalimentaire, Galvatube,
Aciérie, Centre
d’enfutage
I-D
D
I-D
Figure 1.8. Principales sources de la pollution industrielle des wilayas littorales (D : Domestique – I : Industrielle).
33
Chapitre 1
Le milieu
1.7. Niveau de contamination métallique des substrats meubles
Une synthèse des travaux relatifs à la pollution marine est réalisée par Grimes (2003) dans le cadre du
Bilan et Diagnostic National8 à partir des données du Laboratoire de Chimie et de pollution Marine de
l’ENSSMAL)9, en particulier ceux de Asso (1982), Amarouche et Debiche (1991), Arar et al. (1998),
Sellali et al. (1992), Boudjellal et al. (1992), Boudjellal et al. (1993), ISMAL (1994), Boudjellal et al.
(1995a), Boudjella et al. (1995b), Boudjellal et al. (1995c), Djamaoui (1996), Haliche et Sait (1996),
Rezzoug et al. (1998), Sellali et al. (1995a), Sellali et al. (1995b), Sellali (1996), Sellali et al. (1999).
Cette synthèse révèle dans divers secteurs de la côte algérienne, de fortes teneurs en polluants
métalliques dépassant, souvent, les normes admises. Ces teneurs témoignent de sources de pollution
très localisées. C’est le cas des pics rencontrés dans les sédiment du port de Ghazaouet, avec une
prédominance du zinc (3540.591206.33 µg/g), contamination causée par l’usine d’électrolyse de zinc
(Metanof), suivie du mercure (3.871.79 µg/g) et du plomb (177.39103.29 µg/g). L’indice de
contamination10 pour ces trois métaux classe le port comme zone à risque pour l’environnement marin.
Les sédiments du port d’Oran, révèle de fortes valeurs, notamment pour le mercure : 0.47-1.21 µg/g
(0.830.31µg/g), le cuivre : 64.95-119.7 µg/g (88.7423.07µg/g) et le zinc 161.75-262.56 µg/g
(217.8541.94 µg/g) (figure 1.10).
De fortes concentrations en manganèse sont enregistrées dans les sédiments du port d’Arzew: 105.79203.4 µg/g, en zinc : 30.72-211.2µg/g et en plomb : 163.8-187.85 µg/g. Ces concentrations
s’expliquent par les apports des égouts à l’intérieur même du port et de ses limites immédiates. Ces
apports proviennent des usines implantées dans cette zone (usine de liquéfaction, raffinerie,…). Dans
l’autre port de Bethioua, la contamination des sédiments ne semble pas conséquente, même si on note
des valeurs situées entre 167.25 et 127.77 µg/g pour le plomb. La situation de ce port au milieu du
golfe d’Arzew et sa configuration à deux passes facilitent la circulation et le renouvellement des eaux
et donc le lessivage des sédiments qui se fait en permanence. L’absence de rejets provenant du
continent dans le port de Bethioua y réduit la charge polluante.
Le port d’Alger montre des niveaux critiques, notamment pour le plomb : 230.35390.191 µg/g, le
cuivre : 112.0139.93 µg/g, le zinc : 338.342103.737 µg/g et le cadmium : 0.8830.225 µg/g. Ces
concentrations classent le port d’Alger comme la plus importante zone à risque du littoral algérien.
On note le déversement de 24 rejets dans l’enceinte portuaire d’Alger auquels s’ajoute le trafic
maritime lié à l’activité portuaire. Au port de Bejaia les rejtes des activités portuaires ainsi que les
rejets urbains de la ville Béjaia déversent à l’intérieur du port. Dans ce port, hormis le zinc
(186.9361.11 µg/g) qui présente des concentrations assez élevées, le reste des métaux étudiés sont
comparables aux valeurs admises comme normales.
Les concentrations des métaux lourds enregistrées dans les sédiments superficiels du port de Djendjen
révèlent une contamination en mercure (0.09-1.29 µg/g) et en manganèse (325.33-510.22 µg/g); le
reste des métaux présentent des moyennes normales. La contamination en mercure est probablement
due à l’activité portuaire et à l’activité de la centrale électrique de la SONELGAZ. Par contre, les
sédiments du port de Jijel sont contaminés en cuivre et en zinc et constituent une zone à risque en
mercure, soit une moyenne (0.75 µg/g) en dépassement des valeurs admises comme normales.
8
BDN/MEDPOL/PAS MED/2003
Ecole Nationale Supérieure des Sciences de la Mer et de l’Aménagement du Littoral (ENSSMAL), anciennement Institut
des Sciences de la Mer et de l’Aménagement du Littoral (ISMAL)
10
L’évaluation de l’état de la qualité des sédiments a été effectuée sur la base des normes (Union Européenne, France,
Allemagne et Belgique) à partir de l’indice de contamination (IC), selon la relation suivante de ABRMC 10 (1985) :
IC = Concentration mesurée du métal / Concentration normale du métal. Avec IC < 3 : concentration considérée comme
normale, IC > 3 : cas de pollution et IC >10 : zone à risque (seuil critique).
Normes ARBMC ([µg/g poids sec de sédiment]: Cu (26), Zn (88), Mn (400), Cr (60), Fe (20000), Pb (22), Cd (0.6), Hg (0.2).
9
34
Chapitre 1
Le milieu
La pollution urbaine provenant de la ville de Skikda, la pollution issue de la zone industrielle, le
trafic maritime et l’activité portuaire sont responsables de la contamination des sédiments des deux
ports. Des concentrations élevées en métaux essentiels (cuivre, zinc, manganèse) sont détectées dans
l’ancien port. Un pic en mercure de 13.09 µg/g pour une moyenne de 7.244.47 µg/g a été enregistré
dans le nouveau port, dû probablement à une contamination par les apports d’eaux usées et le trafic
maritime. La pollution métallique au golfe de Ghazaouet ne semble pas inquiétante (figure 1.9).
A Oran, globalement, les concentrations mesurées sont inférieures aux valeurs admises alors que
quelques teneurs élevées sont enregistrées à proximité du port. Les sédiments du golfe d’Oran, mis à
part le zinc (45.4-136.8 µg/g), ne semblent pas contaminés. Les fortes concentrations enregistrées au
niveau des faibles profondeurs ont probablement pour origine l’exposition directe aux apports
telluriques. C’est également le cas dans le secteur Arzew- Stidia- Mostaganem (activités anthropiques
et les apports de l’oued Chelif).
A Bou Ismail, les principales sources de pollution par les métaux lourds sont les apports continentaux
déversés dans la baie (activités touristiques et agricoles) en plus des rejets d’eaux usées domestiques
par le biais des oueds (Nador, Mazafran). Des concentrations importantes en plomb et en cadmium
ont été détectées. La pollution métallique de ce secteur reste faible : le cuivre (18.07-26.13 µg/g) et le
manganèse (329.58-649.82 µg/g) (figure 1.9).
Le niveau de pollution métallique de la baie d’Alger est largement supérieur aux valeurs admises,
résultat probable de l’importante activité du port et à son exposition directe aux effluents d’origine
domestique (24 égouts). Elle traduit les influences anthropiques et semble dépendre également des
conditions hydrodynamiques et hydro- sédimentaires qui régissent la baie. On note à cet effet des
concentrations élevées en cuivre : 24.23-72.73 µg/g, en plomb : 16.19-93.36 µg/g, en cadmium : 0.161.12 µg/g, en mercure : 1.88-10.74 µg/g, en zinc : 112.92-253.46 µg/g et en manganèse : 235.7397.41 µg/g. Il faut aussi considérer oued El Harrach, dont l’impact apparaît au moment des crues et
dont les apports affectent le centre et l’ouest de la baie (figure 1.9).
A Béjaia, la contamination reflète l’influence combinée des rejets non contrôlés des eaux domestiques
et industrielles (ENCG UP7, ECOTEX, UNGG UP8 et la savonnerie) dans l’oued Soummam et le
port. Les concentrations mesurées pour le cuivre (22.87-25.48 µg/g) et pour le manganèse (276.05308 µg/g) restent faibles. Le mercure et le zinc présentent des niveaux élevés dans les sédiments du
golfe Skikda. Cette contamination a pour source les cours d’eaux (Oued Mahsen et Saf Saf), qui sont
des collecteurs de tous les polluants et à l’unité de marbre (ENAMARBRE), située au niveau de la
zone industrielle et des eaux usées des unités des industries chimiques implantées sur la frange côtière.
La région d’Annaba présente une pollution métallique et par les hydrocarbures. Les sources de la
pollution hydriques proviennent essentiellement des rejets industriels dans l’enceinte portuaire et des
rejets urbains au niveau des principaux cours d’eau. Les rejets d’usines qui sont acheminés vers le
golfe d’Annaba, via les oueds Seybouse et Boudjemâa ainsi que les activités industrielles (centrale
électrique, l’usine de fertilisant d’ASMIDAL, le complexe SIDER, l’industrie alimentaire (ORLEAT),
la production d’huile végétale et de savon (ENCG), brasserie et limonaderie (EMIB), unité
métallurgique (Ferrovial), cimenterie hydro-canal) contribuent de façon incontestable à la pollution
dans la région de Annaba.
Les secteurs de Jijel et d’El Kala, caréctérisés par l’absence de sources majeures de pollution, sont les
moins affectés par la pollution métallique. Les concentrations mesurées pour les différents métaux
lourds sont comparables aux valeurs admises comme normales.
35
Chapitre 1
Le milieu
Tableau 1.9. Classification du degré de pollution des ports algériens (METAP, 1993).
Ports
Métaux lourds
Oran
Arzew
Bethioua
Mostaganem
Ténés
Alger
Béjaïa
Jijel
Skikda
Ancien port Skikda
Nouveau port Skikda
Annaba
Classification du sédiment
HCT
PCB
Classification des eaux
***
*
*
**
*
**
*
**
***
**
***
**
**
***
*
**
***
*
*
*
*
*
***
*
*
*
*
**
***
***
**
*
**
***
*
**
*
***
**
*
**
**
**
**
***: Très polluée **: peu polluée *: pas polluée HCT : Hydrocarbures Totaux ; PCB : Polychlorobiphényle (Organochlorés)
La carte établie par l’Observatoire National de l’Environnement et du Développement Durable (2005)
(figure 1.11) montre que certaines embouchures d’oueds sont en dépassement des normes pour
quelques métaux lourds confirmant ainsi que le constat établi antérieurement par les travaux de
l’ISMAL.
36
Chapitre 1
Le milieu
Figure 1.9. Concentrations des métaux lourds dans les sédiments de surface des golfes et des baies algériens (synthèse réalisée à partir des travaux de
l’ENSSMAL, 1989-1999).
37
Chapitre 1
Le milieu
Figure 1.10. Concentrations des métaux lourds dans les sédiments de surface des principaux ports algériens (synthèse réalisée à partir des travaux de
l’ENSSMAL, 1989-1999).
38
Chapitre 1
Le milieu
Figure 1.11. Niveau de contamination aux embouchures des principaux oueds algériens (ONEDD, 2005).
39
Chapitre 2
Matériels et méthodes
2. CHAPITRE II : MATERIELS ET METHODES
40
Chapitre 2
Matériels et méthodes
2.1. Les zones et les sites d’étude
La présente étude porte sur les substrats meubles de l’ensemble de la côte algérienne et s’étend de la
frontière algéro – tunisienne à l’Est (36° 54’ N 8° 26’30’’ E) à la frontière algéro – marocaine à
l’Ouest (35° 6’N– 2° 9’O) sur une distance de près de 1180 km, soit la quasi-totalité du linéaire côtier
de l’Algérie. Huit golfes et baies ainsi que les plus importants ports qui leur sont associés ont fait
l’objet d’une prospection systématique, au moins une fois, durant la période 1995-2001.
D’Ouest en Est les zones prospectées, leurs coordonnées géographiques et leurs principales
caractéristiques sont rapportées dans les tableaux 2.1., 2.2, 2.3. Les figures 2.1 et 2.2 renseignent sur la
localisation et la configuration des différents sites qui ont fait l’objet de la présente étude.
Tableau 2.1. Situation géographique et les caractéristiques des zones d’études du secteur Ouest.
Régions
Limites et coordonnées
géographiques
- Cap Figalo à l’Est : 35°34’N-1°11’ O
Golfe
Ghazaouet
- Cap Milonia à l’Ouest : 35°6’N–
2°9’O
Port
- Latitude : 35°05' 600 N - 35°06' 500 N
- Longitude : 1°51' 000 O – 1°51' 900 O
Golfe
- Pointe de l’Aiguille à l’Est :
35°53’N–0°28’O
Oran
- Cap Falcon à l’ouest :
35°46’N – 0°47’O
Port
- Latitude : 35°40’ Nord
- Longitude : 0°39’ Ouest
- Cap Ivi à l’Est : 36°07’N– 0°13’O
Arzew
Golfe
Port
Arzew
Port de
Bethioua
- Cap Carbon à l’ouest : 35°54’N–
0°20’O
- Latitude : 35°50’ Nord – 35°52’ Nord
- Longitude : 0°08’ Ouest – 0°17’ Ouest
Port, bassins et passes
- port de Ghazaouet, port
Distance : 116 km
de Beni Saf
- 4 bassins (de Maghreb,
Machrek, d’Oran et de
Skikda), 5 moles (de
Tlemcen, Djanet,
Constantine, Batna et
d’Alger), une petite
darse
Surf. 84 ha, 25 ha
pour les bassins
et 23 ha pour les 5
moles
- port de Mers-El Kebir
(le plus grand port
militaire
d’Algérie),
port d’Oran, port de
Kristel (petit port de
pêche)
Distance : 46 km
- 7 bassins (Beni-saf,
Ghazaouet,
Arzew,
Mostaganem,
Ténés,
Béjaïa, Skikda et un en
cours de construction)
Surface : 122
hectares
- port d’Arzew
- port de Bethioua
- port de Mostaganem
Distance : 80 Km
- 3 bassins
- Latitude : 35°47’ Nord
- 3 bassins
- Longitude : 0°05’ Ouest
Surface ou
distance
Surface : 182
hectares
41
Chapitre 2
Matériels et méthodes
Tableau 2.2. Situation géographique et les caractéristiques des zones d’études du secteur Centre.
Bou-Ismail
Régions
Limites et coordonnées
géographiques
-
Baie
Alger
Baie
Port
Port, bassins et passes
-
Mont Chenoua à
l’ouest :
36°37’N–2°24’E
Ras Acrata à l’Est :
36°48’N–2°54’E
Port de Sidi Fredj
Port de Bouharoun
-
Cap Matifou à l’Est
Cap Caxine à l’Ouest
Port d’Alger
-
Latitude : 36°50’ Nord
Longitude : 3°2’ Est
Passe Nord (176 m), passe Sud (240
m), bassin du Vieux port (74 ha),
bassin de l’Agha (35 ha), bassin
Mustapha (75 ha)
Surface ou
distance
Distance :
58 km
Surface :
184 ha
Tableau 2.3. Situation géographique et les caractéristiques des zones d’études du secteur Est.
Limites et coordonnées
géographiques
Régions
Béjaïa
Golfe
Port
Jijel
Port Jijel
Port de
Djendjen
Skikda
Golfe
Ancien
port
Nouveau
port
-
Annaba
Port de Béjaïa
Surface ou
distance
Distance :
67 km
-
Latitude : 36°45’ Nord
Longitude : 5°6’ Est
passes entrée (320m), Abdelkader
(80m), Casbah, bassins avantport (pétrolier) (75 ha), Vieuxport (pêche) (26 ha), arrière-port
commercial 60 ha
-
Latitude : 36°49’ Nord
Longitude : 5°45’ Est
une passe d’entrée (210m), grand
bassin (40 ha), darse de pêche (7
ha)
-
Latitude : 36°50’ Nord
Longitude : 5°53’ Est
passe d’entrée (580 m)
-
Latitude : 36°57’ Nord –
37°04’ Nord
Longitude : 6°50’ Est –
7°10’ Est
ancien port de Skikda, nouveau
port de Skikda, 3 ports de pêches
(Stora, Collo et Marsa)
Distance :
61 km
-
à l’Oust de l’embouchure de
l’oued Saf-Saf
bassin Est, bassin Ouest
Surface : 80
ha
-
5 km à l’Est de l’ancien
port, entre embouchure de
l’oued Saf-Saf-cité Larbi
Ben M’hidi
2 bassins
Surface : 58
ha
Ras el Hamza à
l’Ouest :36°58’N–7°47’E
Ras Rosa à l’Est : 36°57’N–
8°13’E
port d’Annaba
Distance :
60 km
Surface : 95
ha
-
-
El Kala
Latitude : 36°46’ Nord
Longitude : 5°05’ Est –
5°34’ Est
Port, bassins et passes
Golfe
-
Port
-
Latitude : 36°54’11’’ Nord
Longitude : 7°47’3’’ Est
bassin avant port (45 ha), grande
darse (40 ha), petite darse (10 ha)
Port
-
Latitude : 36°54’ Nord
Longitude : 8°26’30’’ Est
une darse
Surface :
180 ha
Surf. : 47 ha
42
Chapitre 2
Matériels et méthodes
2
1
5
3
4
6
7
8
9
2‐3 1 4‐5 6‐7 8 9‐10 A l g é r i e 10
Figure 2.1. Localisation des sites d’étude : (1) : golfe de Ghazaouet (wilaya de Tlemcen), (2) : golfe d’Oran (wilaya d’Oran), (3) : golfe d’Arzew (wilaya
d’Oran), (4) : Baie de Bou Ismail (wilaya de Tipaza), (5) Baie d’Alger (wilaya d’Alger), (6) : golfe de Béjaia (wilaya de Béjaia), (7) golfe de Jijel (wilaya de
Jijel), (8) golfe de Skikda (wilaya de Skikda), (9) golfe d’Annaba (wilaya d’Annaba), (10) le secteur marin d’El Kala (wilaya d’El Tarf).
43
Chapitre 2
Matériels et méthodes
2
3
5
6
4
1 7
8
9
10
12 7
11
Figure 2.2. Configuration des ports échantillonnés entre 1995 et 2001 (Source : Google 2008 : Port de Ghazaouet (1), port d’Oran (2), ancien port d’Arzew (3),
et nouveau port d’Arzew (port pétrolier de Betioua) (4), Port d’Alger (5) port de Béjaia (6), port de Jijel (7) port de Djendjen (8), ancien port de Skikda (9), et
nouveau port de Skikda (port pétrolier) (10), port d’Annaba (11), port d’El Kala (12).
44
Chapitre 2
Matériels et méthodes
2.2. Stratégie d’échantillonnage (Choix et localisation des stations)
L’objectif d’une stratégie d’échantillonnage est de parvenir, à travers un plan d’échantillonnage, à une
estimation la plus précise possible des paramètres étudiés et de leur variabilité en prenant en compte
les connaissances préalables du milieu et les contraintes logistiques (Blanchet, 2004). Pour notre part,
la considération des interactions entre la structuration des peuplements et les facteurs anthropiques, en
particulier les sources de pollution, constituent un élément fondamental de notre stratégie
d’échantillonnage.
Les substrats meubles de la côte algérienne ne sont pas soumis à des conditions homogènes du milieu,
ceci présente un impact indéniable sur la composition faunistique des peuplements macrobenthiques.
Disposant de très peu de données tant quantitatives que qualitatives des zones d’étude, notre stratégie
est forcément de type « systématique » avec une répartition équidistante des prélèvements les uns des
autres en particulier en milieux ouverts (baies et golfes). Dans les milieux semi fermés et confinés que
sont les ports, nous avons en plus de cette équidistance tenu compte de la localisation des sources de
pollution (points de rejets) à l’intérieur des enceintes portuaires de manière à anticiper sur les
éventuels gradients de pollution quand ils existent. L’expérience de l’ancien port de Skikda a été à ce
titre un point de départ (Grimes et Bakalem, 1993).
Tous les prélèvements ont été réalisés à bord du navire océanographique « M.S BENYAHIA »
(annexe 3) et accessoirement, sur les fonds de moins de 10 m, complétés par l’IBTACIM, par l’équipe
du Laboratoire des Ecosystèmes Benthique de l’Ecole Nationale Supérieure des Sciences de la Mer et
de l’Aménagement du Littoral (ENSSMAL, Ex. ISMAL) entre 1995 et 2001. Le choix et la
localisation des stations répondent à trois objectifs :
1. Couverture de la surface la plus large possible de manière à réaliser l’image la plus fidèle des
peuplements zoobenthiques en situation estivale.
2. Etude des différentes zones, de manière à pouvoir opérer des comparaisons spatiales et spatio
temporelles entre les différentes structures des peuplements afin de mettre en évidence
d’éventuels gradients de perturbation.
3. Approcher la relation distribution des peuplements et rejets de polluants, en positionnant les
stations de manière à considérer des gradients de pollution décroissants à partir de sources de
pollution identifiées tant dans les ports que dans les baies et les golfes.
4. L’établissement de situation de référence estivale pour les sites qui font l’objet de la première
étude tels que le port de Djendjen, le port et le large d’El Kala, le port et le golfe de
Ghazaouet, le port et le golfe d’Annaba, le golfe de Skikda, le nouveau port de Skikda, les
ports de Bethioua et d’Arzew ainsi que le port d’Oran.
5. Réaliser un suivi à moyen et à long terme de certains sites, comme la Baie d’Alger avec les
travaux de Bakalem (1979) et la Baie de Bou Ismail avec ceux de Hassam (1992) et Oulmi
(1992) ainsi que le suivi à court terme au port d’Oran (1995-1998), au golfe et au ports
d’Arzew (1995-1998) ainsi qu’au port de Skikda (1995-1998).
L’étude entreprise porte sur les substrats meubles de l’ensemble de la côte algérienne (annexe 3). A
cet effet, huit golfes et baies ont fait l’objet d’une prospection systématique (tableau 2.4., figures 2.3
et 2.4). Les 12 ports les plus importants de la côte algérienne ont également fait l’objet de prospection
au moins une fois durant la période 1995-2001 (tableau 2.4., figures 2.3 et 2.5 et 2.6). Au total, 661
stations ont été échantillonnées entre juin 1995 et août 2001, réparties entre 377 stations portuaires et
284 stations en mer ouverte. D’Ouest en Est, les zones prospectées sont mentionnées dans le tableau
2.4.
45
Chapitre 2
Matériels et méthodes
Tableau 2.4. Sites et années d’échantillonnage.
Golfe ou baie
Année d’échantillonnage Port (s) associé (s)
Année d’échantillonnage
Golfe de Ghazaouet
Golfe d’Oran
1998
1997-1998
Port de Ghazaouet
Port d’Oran
1998
1995-1996-1997-1998-2000-2001
Le Golfe d’Arzew
1996-1997
Ancien ports d’Arzew
Port de Bethioua (pétrolier)
1996-1997-1998
1996-1997
Baie de Bou Ismail
Baie d’Alger
Golfe de Béjaia
Golfe de Jijel
1999
1999
1996-1997-1998
1999
Golfe de Skikda
1997-1998
Golfe d’Annaba
El Kala
1996-1998
1998
Port d’Alger
Port de Béjaia
Port de Jijel
Port de Djendjen
Ancien port de Skikda
Nouveau port de Skikda
Port d’Annaba
Port d’El Kala
1996-1997-1998
1999
1998-1999
1997-1998
1997-1998
1996-1998
1996
L’échantillonnage a été possible grâce à l’implication de l’ensemble du personnel enseignant et corps
technique du laboratoire de zoobenthos 11 de l’ISMAL, occasionnellement des enseignants et
personnels techniques d’autres équipes 12 de recherche notamment ceux de la pollution marine ont
participé activement aux sorties en mer, aux prélèvements des sédiments et aux mesures physicochimiques des eaux de fond. 30 étudiants stagiaires13 ont également participé entre 1995 et 2001 aux
campagnes en mer.
2.2.1. Etude spatio-temporelle
En plus de l’état de référence, les golfes d’Annaba, d’Arzew, de Béjaia et de Skikda et les ports
d’Annaba, d’Arzew, de Béjaia, de Bethioua, de Djendjen, d’Oran et l’ancien et le nouveau port de
Skikda ont fait l’objet d’un suivi pluriannuel sur des stations représentatives sélectionnées à cet effet.
Ces suivis sont synthétisés dans la figure 2.3.
11
M. S. Grimes, M. A. Bakalem, Mme N. Kaidi-Boudjellal.
M. B. Boudjellal, M. R. Boukortt.
13
Abdelkrim, Abdesslam, Abdiche, Arkam, Benali, Benbara, Bensmail, Boudjakdji, Bounouagha, Boutalbi, Chennit
Deghou, Dehag, Djellouli, Djermouli, Doudou, Gueraini, Houat, Kaïdi, Khemache, Kheznadji, Laddi, Maafri, Mammar
Bassata, Matari, Ouerd, Ould Ameur, Sadi, Zegar.
12
46
Chapitre 2
Matériels et méthodes
Port d’Oran
1995 : 1-3-2-4-6-5-7-8-912-10-14-15-17-18-1920-22-23-25-27-28-3133-A
1996 : 3-11-20-25-29
1997 : 1-2-3-4-5-6-7-8-910-11-12-13-14-15-1617-18-19-20-21-22-2324-25-26-27-28-29-3031-32-33
1998 : C-1-8-9-14-15-1720-19-21-22-26-28-2931-32
Golfe d’Arzew
1996 : 1…..21
1997 : 1….21- 23
Port d’Arzew
1996 : 1-2-3-4-56-7-8-9-10-11-1213-14
1997 : 3-4-5-6'-78-9-10-11-12-1314
1998 : 5-10-14
Port de Bethioua
1996 : 1-2-3-4-56-7-8-9-10-11
1997 : 1-2'-3-4-56-7-8-9-10-11
1998 : 2-4-7-8
Golfe de Bajaia
1996 : 1-2-3-4-5-6-7-8-9-10-11-1213-14-15-A-B
1997 : A-B-2-4-7-10
1998: A-2-3-4
Port de Bejaia
1995 : 1-2-3-4-5-6-7-8-9-10-11-12
1997 : 3-6-11
1998 : 3-5-6-9-11-12
Port de Djendjen
1997 : 1-2-3-4-6-7-89-10-11-12-13-14-1516-17-18-19-20-21-2223-24-25-27-28-29-3031-32-33-34-35-36-3738
1998 : 1-10-14-31-34
Port d’Annaba
1996 : 1-2-3-4-5-6-7-8-9-10-11-12-13-1415-16-17-18-19-20-21-22-23-24-25-26-2728-29-30-A-B-C
1997 : 1-7-10-16-21-27-A-B
Golfe de Skikda
1995 : 1-2-3-7-8-12-14-A-B-C
1997 : A-C-7-8-12 ; 1998 : 3-4-5-7-8-12
Ancien port de Skikda
1995 : APS1-APS2-APS3-APS4
1997: APS2 -APS3-KPB
1998: APS1 - APS2 -APS3-APS4-3'
Ports
Ghazaouet
Oran
Arzew
Bethioua
Alger
Bejaia
Jijel
Djendjen
Ancien port de Skikda
Nouveau port de Skikda
Annaba
El Kala
Golfe d’Annaba
1996 : 1-2-3-4-5-6-7-8-9-10-11-13-15-1720-22-24-25-26-27-30-32-33-34
1998 : 4-16-26-34
1995
1996
1997
25
6
14
11
33
13
11
1998
15
16
9
4
1999
48
12
3
10
36
4
4
4
10
33
4
6
5
5
7
8
2
Golfes et baies
Ghazaouet
Oran
Arzew
Bou-Ismail
Béjaia
Skikda
Annaba
Alger
El Kala
1995
Nouveau port de Skikda
1995 : N1-N2-N3-N4-N5-N7-N8-N9-N10-N11
1997 : N4-N5-N7-N11
1998 : N1-N3-N5-N7-3'-5'-7'
1996
1997
20
55
21
1998
29
5
1999
41
17
10
6
5
24
4
6
4
39
7
Port d’Oran (2000) : 10 stations et en 2001 : 6 stations
Figure 2.3. Les stations ayant fait l’objet de suivi.
47
Chapitre 2
Matériels et méthodes
2.2.2. Précautions méthodologiques
Afin de réduire au maximum les risques de biais et d’erreurs qui pourraient être induits par des
méthodes et des engins d’échantillonnage différents ou par des protocoles opératoires au laboratoire
différents, nous avons standardisé quelques aspects de notre travail sur le terrain et au laboratoire.
Ceci a pour but, aussi, de rendre nos échantillons comparables d’abord entre eux, ensuite avec les
autres études de la macrofaune benthique de la côte algérienne et enfin pour rendre les comparaisons
possibles avec les autres secteurs de la mer Méditerranée. Les précautions considérées se résument en :
(i) Standardisation de l’engin d’échantillonnage ; il est en effet admis que l’utilisation d’engins
différents (Van Veen, Orange Peel, Smith Mc Intyre, etc.…) rend les comparaisons difficiles, voire
impossible dans certaines situations. Afin de réduire ce risque, nous avons opéré tous nos
prélèvements avec une benne de type Van Veen qui porte sur une surface d’échantillonnage de 1/8 m².
(ii) Standardisation du nombre de coups de benne ; nous avons effectué sur toutes les stations
échantillonnées deux coups de benne, soit une surface totale d’échantillonnage de 0.25 m². Ce que
nous avons considéré comme suffisamment représentatif pour les substrats meubles que nous avons
explorés et étudiés.
(iii) Standardisation des échantillonneurs ; la même équipe d’échantillonneurs a réalisée la totalité
des prélèvements.
(iv) Standardisation du traitement des échantillons au laboratoire ; le tri, la vérification du tri, la
détermination et la validation de l’identification ont été opérés par la même équipe avec la même
documentation (clé de détermination).
(v) Standardisation de la grille d’échantillonnage ; en effet, la couverture des fonds étudiés et
échantillonnés a été réalisée sur le même principe, c'est-à-dire systématique pour l’échantillonnage
ponctuel et la sélection de stations représentatives dans le cadre de suivi de plusieurs situations spatiotemporelles (Ports d’Oran, d’Arzew, de Bethioua, de Béjaia et de Jijel). Cette démarche permet de
réaliser des comparaisons par rapport aux zones de pollutions (niveaux et surfaces).
(vi) Standardisation de la période d’échantillonnage ; tous les prélèvements ont été réalisés
pendant la saison estivale de juin à août. Près de 90 % des stations ont été échantillonnées durant la
période entre le 15 juin et le 15 juillet. La saison estivale coïncide avec le maximum de stagnation des
eaux des milieux portuaires et avec le minimum de brassage des eaux des ports avec ceux du large
(baies et golfes). Ceci suppose que cette saison est la plus contraignante pour les espèces notamment
dans les ports (confinement) ; ce qui permet la meilleure caractérisation possible des peuplements
portuaires en relation avec la qualité du milieu (dégradation des conditions). Cette stratégie répond,
aussi, au souci de rendre possible les comparaisons inter sites (golfes - golfe, ports - ports, golfes ports) inter saisons (port d’Oran 1995-1997-1998, 2000, 2001).
(vii)
Standardisation de la reconnaissance et de l’identification de la macrofaune
(spécialiste et documentation) ; Aussi bien pour l’identificateur que pour les clés de détermination
des espèces.
48
Chapitre 2
Matériels et méthodes
(1) (2)
(3)
(4) (5)
(6)
(8)
(7)
Figure 2.4. Localisation des stations des baies et des golfes : (1) golfe de Ghazaouet, (2) golfe d’Oran, (3) golfe d’Arzew, (4) baie de Bou Ismail, (5) baie
d’Alger, (6) golfe de Bejaia, (7) golfe de Skikda et (8) golfe d’Annaba.
49
Chapitre 2
Matériels et méthodes
Figure 2.5. Localisation des stations des ports de Ghazaouet, d’Oran, d’Arzew, de Bethioua, d’Alger et de Bejaia.
50
Chapitre 2
Matériels et méthodes
Figure 2.6. Localisation des stations des ports de Jijel, Djendjen, ancien et nouveau ports de Skikda, d’Annaba et d’El Kala.
51
Chapitre 2
Matériels et méthodes
2.3. Prélèvements, mesures et tamisage
(1) Le prélèvement du sédiment a été effectué avec une benne de type VAN VEEN qui permet
d’effectuer des prélèvements quantitatifs de la macrofaune benthique sur une surface du substrat de
1/8 m². Les coordonnées des stations sont consignées dans l’annexe 1.
(2) Un premier tamisage s’effectue à bord du navire à l’aide d’un tamis d’1 mm de côte de maille,
sous un jet d’eau de mer ; le refus du tamis de chaque station est fixé au formol à 10% (neutralisation)
puis conservé dans des bocaux étiquetés portant toutes les indications relatives à chaque station
(numéro de la station, zone d’étude et date du prélèvement).
2.4. Traitement des échantillons au laboratoire
L’échantillon est d’abord lavé à l’eau courante sur un tamis d’un mm de côte de maille ; le refus du
tamis est ensuite versé dans un bac à fond blanc (effet de contraste). Le tri proprement dit s’opère à
l’aide d’une pince fine et consiste à recueillir les différentes espèces macrozoobenthiques et les séparer
en Polychètes, Mollusques, Crustacés, Echinodermes et autres groupes (Cnidaires, Spongiaires,
Oligochètes, Némertes, Poissons, Sipunculidiens, Entéropneustes, Pycnogonidiens et Achètes). Les
espèces récoltées sont conservées dans des piluliers contenant du formol à 10% et portant une étiquette
indiquant le groupe zoologique, le numéro de la station et la date de prélèvement.
2.4.1. Reconnaissance des espèces
Cette reconnaissance est faite en deux, voire, trois étapes : tri sous la loupe binoculaire et identification
des individus de grande taille appartenant aux mollusques, aux décapodes, aux cnidaires, aux
échinodermes et observation de certains cumacés ou polychètes (Nereidae, Eunicidae…). Le
microscope photonique est utilisé pour les petits individus et pour certains détails (soies chez les
Capitellidae, mâchoires chez les Glycéridae, trompe chez les Syllidae…). L’identification est faite
jusqu’au rang de l’espèce avec un comptage du nombre d’individus par espèce.
La position systématique des espèces est affectée en se référant à une documentation spécialisée, dont
: Sars (1899), Koeler (1921), Fauvel (1923), Chevreux & Fage (1925), Fauvel (1927), Bouvier (1940),
Anonyme (1951), Tattersal (1951), Chevereux (1952), Ushakov (1955), Barret & Yonge (1958),
Perrier (1963), Pasteur-Humbert (1962), Tortonese (1965), Lauther et al. (1965), Tebble (1966),
Bacescu (1967), Parenzan (1970), Lagardere (1971), Rield (1970), Bellon et Humbert
(1973), Parenzan (1974), Bellon-Humbert (1977), Fauchald (1979), Lincoln (1979), Bouchot et Pras
(1980), Zariquiey (1981), Nordsieck (1982), Bellan-Santini & al. (1982), Ruffo (1982), Ingle (1983),
George & al. (1985), Zenetos et Bogdanos (1987), Fisher & al. (1987), Bellan-Santini & al. (1989),
Ruffo (1989), Bellan-Santini (1993). De nombreux autres articles traitant d’une seule espèce ont
également été utilisés et qu’il serait difficile de lister ici.
2.4.2. Actualisation taxonomique (genres et espèces)
L’actualisation des genres et des espèces est réalisée en conformité avec la nouvelle nomenclature
internationale. Cette actualisation a été effectuée en collaboration avec avec Jean-Claude DAUVIN et
Thierry RUELLET à la Station Marine de Wimereux (Laboratoire d’Océanologie et Géosciences)14.
Nous avons utilisé la bibliographie la plus récente mais nous nous sommes surtout basés sur les
données de l’ERMS15.
14
15
Université des Sciences et Technologies de Lille
www.erms.soton.biol.ac.uk
52
Chapitre 2
Matériels et méthodes
2.5. Caractéristiques des communautés benthiques
2.5.1. Caractéristiques analytiques
Les caractéristiques analytiques renseignent sur l’importance, la place et l’influence d’une espèce au
sein d’un peuplement. Plusieurs descripteurs classiques sont utilisés à cet effet (Tableau 2.5).
Tableau 2.5. Paramètres mesurés et calculés.
La richesse
spécifique
C’est le nombre total d’espèces (Taxons) présentes dans le prélèvement.
Abondance
C’est le nombre d’individus d’une espèce récoltés dans le prélèvement considéré. Dans
la présente étude le prélèvement a été effectué sur 0.25 m².
Densité
C’est le nombre d’individus par unité de surface. C’est le paramètre le plus important d’une
population animale. Dans cette étude, la densité est rapportée à une surface de substrat de
1 m² (ind./m²).
Biomasse16*
La biomasse s’exprime en poids humide (PH), en poids sec (PS) et en poids sec libre de
cendres (g.PSLC). Le poids sec est obtenu après séchage des individus à 100°C pendant 24
heures. Cette opération est précédée d’une décalcification au préalable des Mollusques
dans le Hcl. Toutefois, une décalcification trop longue entraînerait la perte de certaines
matières organiques, notamment les lipides (Guelorget et Michel, 1976). Le PSLC est
obtenu après incinération de l’échantillon au four à mouffle à 600°C pendant 2 h (Bachelet,
1982). Cette méthode permet de quantifier précisément la matière organique contenue dans
l’organisme après élimination de la matière minérale. La méthode du PSLC permet
aussi d’éliminer les erreurs dues à la présence de particules sédimentaires à l’intérieur
du tube digestif et de la cavité palléale des Bivalves par exemple (Madani, 1989).
C’est l’abondance d’une espèce par rapport à l’abondance totale des individus de toutes les
espèces du prélèvement. La dominance est exprimée en pourcentage.
Dominance
Na
Da=Na+Nb+...Nn x 100
Da : dominance de l’espèce «a»
; Na : abondance de l’espèce « a » Na, Nb,… Nm :
somme des abondances des espèces « a, b,…n » du prélèvement
C’est le nombre total des prélèvements où l’espèce considérée est présente, par rapport au
nombre total des prélèvements effectués. La fréquence est exprimée en pourcentage.
Pa
F= P x 100
Fréquence
Fa : fréquence de l’espèce « a » ; Pa : nombre des prélèvements où l’espèce « a » existe;
P : nombre total des prélèvements réalisés.
2.5.2. Structure écologique et trophique
Pour mettre en évidence les structures trophique et écologique des peuplements étudiés, un travail
bibliographique conséquent a été effectué pour chacune des espèces. Les affinités des espèces
benthiques avec le milieu et le substrat et les régimes alimentaires permettent de comprendre les
différentes associations entre stations et entre espèces.
16
L’évaluation de la biomasse en poids sec de matière organique par unité de surface a été utilisée par de nombreux
benthologues (Reefs, 1965 ; Mars, 1967 ; Laubier, 1968 ; Guille, 1971 ; Guelorget et Michel, 1976 ; Guelorget et Mayerre,
1981, Grimes, 1994). On connaît la plus grande exactitude du calcul de la biomasse en poids sec libre de cendre (Laubier in
Guelorget, 1976), ce mode d’expression de la biomasse donne des résultats d’une grande fiabilité (Wilkins, 1967), Lucas et
Beiniger, 1985); Frausech et Lopez –Jonnar, 1991).
53
Chapitre 2
Matériels et méthodes
La signification écologique a été réalisée à partir d’une synthèse bibliographique sur la base des
travaux suivants : Picard (1965), Glemarec (1969), Falconetti (1970), Bourcier & al. (1979),
Falconetti (1980), Stora (1982), Salen-Picard (1982), Bellan-Santini (1989), Oulmi (1991).
La signification écologique d’une espèce correspond à son affinité vis à vis du substrat (la fraction
sédimentaire qui lui convient) et à sa capacité à traduire la qualité des fonds qu’elle occupe (pollué,
très pollué, enrichi, propre, sub-normal….).
L’approche de l’organisation trophique des peuplements permet de compléter les aspects
biocénotiques de la structuration générale des peuplements. L’étude des groupes trophiques permet,
aussi, d’appréhender les liens possibles entre l’organisation des espèces au sein des peuplements et le
mode de fonctionnement des peuplements par rapport à l’environnement benthique. Cette approche
trophique doit tout de même prendre en considération :
(i) Qu’en cas d’absence d’informations sur le régime trophique d’une espèce, il n’est pas toujours
aisé d’extrapoler des informations à partir des espèces du même genre ou de la même famille, car
la variabilité trophique intra genre et intra famille a été prouvée pour les espèces de la macrofaune
benthique. Ce cas devient particulièrement problématique lorsque l’absence de l’information
concerne une espèce importante en terme de fréquence et d’abondance.
(ii) Que la compilation bibliographique que nous avons effectuée pour rechercher le régime trophique
des différentes espèces a révélé que parfois les affectations trophiques pour une même espèce
peuvent être contradictoires. Cette situation est associée à divers paramètres, en particulier, à la
capacité des espèces à adapter leur régime alimentaire mais également à des différences
biogéographiques.
Wildish (1984) a démontré que les conditions du milieu pouvaient affecter les espèces benthiques
notamment en provoquant des variations dans leur régime alimentaire alors que Matić Skoko et al.
(2004) ont mis en évidence une relation entre des variations dans le régime alimentaire et l’âge des
individus. Dans le présent document nous nous baserons principalement sur la classification de
Blegvald (1914 in Hily, 1983), Fauchald & Jumars (1979), Whitlatch (1980), Bianchi et Morri
(1985), Gambi et Giangrandi (1985), Sauriau et al. (1989) et de Hily & Bouteille (1999).
Dans un premier temps, nous avons réalisé une fine classification des régimes alimentaires des espèces
récoltées en se basant sur le mode de nutrition de l’espèce (suspensivore (S), suspensivore –
déposivore de surface (SDS), déposivore de surface (DS), déposivore de sub – surface (DSS),
omnivore (O), carnivore (C), herbivore (H), carnivore et/ou déposivore de surface (C/DS), carnivore
et/ou omnivore (C/O) et carnivore et/ou suspensivore (C/S).
La classification, simplifiée de Word (1978) sera utilisée exclusivement pour le calcul de l’indice ITI.
Nous avons ainsi retenu les groupes trophiques suivants : les suspensivores, les carnivores, les
déposivores et les herbivores. Ce dernier groupe a été subdivisé en sous catégories en fonction du
microhabitat dans lequel les espèces puisent leur nourriture, de la nature des particules ingérées
(végétale ou mixte) et de la sélectivité des organismes.
(i)
Les suspensivores regroupent les organismes se nourrissant de particules en suspension à
proximité du fond, indifféremment de leur état, vivantes ou mortes. Ce groupe comprend
essentiellement les bivalves filtreurs tels que Venus verrucosa, Ruditapes decussatus,
Acanthocardia echinata, Acanthocardia paucicostata et Spisula subtruncata ainsi que des
représentants des polychètes sédentaires comme Jasmineira caudata et Sabella pavonina.
(ii)
Les carnivores forment un groupe trophique assez diversifié et hétérogène rassemblant les
prédateurs (ex : Nephtys hombergii), les nécrophages (ex : Nassarius reticulatus) et certains
organismes généralement considérés comme omnivores (ex : Carcinus maenas) ; tous ces
organismes se nourrissent principalement d’autres animaux. On retrouve dans ce groupe parmi
54
Chapitre 2
Matériels et méthodes
les espèces identifiées les polychètes errantes Syllis armillaris, Schistomeringos rudolphi,
Scoletoma impatiens, Phyllodoce laminosa, Harmothoe extenuata, Eunice vittata ainsi que le
décapode Processa canaliculata.
(iii) Les déposivores ont été subdivisés en trois sous groupes : les déposivores non sélectifs
(déposivores de sub surface) qui ingèrent le sédiment en profondeur dans lequel ils prélèvent la
matière organique (microorganismes, détritus) (exemple les polychètes sédentaires Capitella
capitata, Phylo foetida, Euclymene lumbricoides, le bivalve Loripes lacteus, l’échinoderme
Echinocardium cordatum ainsi que l’amphipode Bathyporeia sarsi) ; les déposivores de surface
sont probablement le groupe le mieux représenté sur les fonds portuaires algériens, c’est aussi le
groupe le plus sélectif, qui se nourrit de particules de matière organique, support de bactéries qui
se déposent à la surface du sédiment (ex : Melinna palmata, Aphelochaeta marioni).
Certains de ces organismes sont également capables d’alterner leur mode d’alimentation (ex :
Spionidae comme Scolelepis fuliginosa). On retrouve parmi les espèces DS de la côte algérienne
des amphipodes : Urothoe pulchella, Ampelisca massiliensis ainsi que la quasi-totalité des
espèces du genre Ampelisca identifiées sur la côte algérienne, Leptocheirus guttatus,
Hippomedon massiliensis, Corophium acherusicum, le décapode Upogebia deltaura et
quasiment toutes les espèces du genre Corophium, les bivalves Abra alba et Tellina distorta
ainsi que les polychètes Caulleriella bioculata et Spio filicornis.
(iv)
Enfin, le groupe qui rassemble les « brouteurs ». Il est principalement composé par des
microbrouteurs (ex : Hydrobia ulvae, Rissoa spp.) exploitant les biofilms formés par les
bactéries et les algues microphytobenthiques à la surface du sédiment, des feuilles de
phanérogames, des macroalgues ou des substrats durs. Des organismes de plus grande taille,
plutôt herbivores ont également été inclus dans ce groupe (ex : Littorina littorea, Gibbula
umbilicalis).
Tableau 2.6. Classifications trophiques.
Classification adoptée sensus
Word (1978)
Première classification sensus Fauchald et
Jumars (1979)
Suspensiovores (S)
Déposivores de surface (DS) & Mixte
Supensiovores (S)
Déposivores de surface (DS), suspensivores
déposivores de surface (SDS)
Déposivores de sub-surface (DSS)
carnivores (C), omnivores (O), herbivores (H),
carnivores/omnivores (C/O), carnivores/suspensivores (C/S)
Déposivores de sub-surface (DSS)
Autres
Classification proposée par Maerns et Word (1982) : S,
C-O-necrophages, DS, SDS
2.6. Diversité, indices biotiques et classification de communautés benthiques des substrats
meubles
2.6.1. Les indices biotiques et la classification des espèces
Selon Costello et al. (2004) les indices de diversité les plus utilisés sont l’indice de richesse spécifique
de Margalef suivi par l’indice de diversité de Shannon- Wiener (Salas et al., 2006). Ceux ci ont trait au
peuplement dans son ensemble. Le calcul des indices de diversité de Shannon et de la régularité
(équitabilité) permet d’évaluer la diversité spécifique et l’état d’équilibre numérique des peuplements.
Pour Warwick et Clarke (1998), Rogers et al. (1999) ces indices sont susceptibles d’être
fortement influencés par différentes dimensions de l'échantillon (effort d’échantillonnage,
type d'habitat ou sa complexité). Pour ces auteurs les variations de ces indices ne peuvent
pas être exclusivement liées à la réponse des espèces et du peuplement à la perturbation de
l’écosystème.
55
Chapitre 2
Matériels et méthodes
Des organisations internationales (OSPAR-HELCOM Convention ; ICES) ont pris conscience de la
nécessité de développer de nouveaux instruments afin d’évaluer les impacts anthropiques sur les
habitats marins (Borja et al., 2003). L’utilisation de la macrofaune benthique en tant qu’indicateur
(descripteur) de l’état de l’environnement marin s’est renforcée ces dernières années dans diverses
régions du monde aussi bien en milieu marin côtier, estuarien que lacustre et lagunaire. L’étude
réalisée par Quintino et al. (2006) sur les côtes Ouest du Portugal et dans l’estuaire de Sado (centre du
Portugal) montre que la variabilité des indicateurs environnementaux et des indices biotiques au sein
d’une station et/ou d’un site sont aussi larges que la variabilité entre stations et entre sites. Ceci reflète
parfaitement l’hétérogénéité des systèmes benthiques (Elliott et O’Reilly, 1991 in Quintino et al.,
2006).
L’intérêt pour l’utilisation des indices s’est accentué depuis les années 2000. Divers indices biotiques
pour la caractérisation de la qualité du milieu ont été proposés. Les travaux de Borja et al. (2000, 2003,
2006), Simboura et Zenetos (2002), Dauvin et al. (2003), Simboura et al. (2005), Simboura et Argyrou
(2006), Zenetos et al. (2004), Diaz et al. (2004), Occhipinti-Ambrogi et al. (2004), Magni et al.
(2005), Quintino et al. (2006), Dauvin (2007), illustrent cet intérêt. C’est pourquoi l’utilisation des
indices biotiques est aujourd’hui considérée comme une partie intégrante du support à la prise de
décision dans le cadre de la gestion intégrée de la zone côtière (Gibson et al., 2000 ; Whitfield et
Eliott, 2002 ; Bortone, 2005 in Quintino et al., 2006).
Ces indices sont mis au point pour évaluer la réponse des peuplements benthiques aux changements
naturels et ceux induits par les activités humaines aussi bien dans la masse d’eau que dans le sédiment
(Borja et Muxika, 2005). L’influence des différents paramètres du milieu tels que la température, la
salinité, le carbone organique total ainsi que la présence de contaminants sur la macrofaune benthique
est difficile à isoler (Carvalho et al., 2006). Ces auteurs associent cette difficulté à la dynamique de la
colonne d’eau et à la variabilité spatiale des sédiments dans la zone côtière. C’est pourquoi il est
difficile aussi de distinguer ce qui est dû à la variabilité naturelle dans les changements qui affectent la
structure et le fonctionnement des peuplements benthiques, et ce qui est lié aux diverses pressions
anthropiques.
Selon Quintino et al. (2006), de nombreux indices biotiques ont fait leurs preuves dans diverses
régions et seront amenés à une utilisation plus large, notamment l’AMBI, le BQI et le MBITT.
Cependant ces indices dépendent encore du modèle de Pearson – Rosenberg établi pour
l’enrichissement en matière organique. Ainsi il reste à ces indices biotiques d’être validés par rapport à
d’autres « stresseurs » comme la perturbation physique et la pollution chimique (Quintino et al.,
2006). Ces auteurs, pour conforter leurs propos, font le parallèles entre Capitella et Malacoceros
comme espèces opportunistes de milieux enrichis en matière organique alors que la prolifération de
Chaetozone et Polydora (observation personnelle de Victor Quintino, CESAM, centre des études de
l’environnement marin, Portugal) est plutot associée à une perturbation physique. Parmi les méthodes
proposées pour la qualification écologique et l’évaluation du stress des communautés benthiques
celles proposées par Borja et al. (2004), Simboura et Zenetos (2002) et par Rosenberg et al. (2004)
sont les plus utilisées.
Les calculs de divers descripteurs ont été réalisés par Mixuka et al. (2003) sur 200 taxons benthiques
incluant leur signification écologique à partir des données de Daan et al. (1995, 1996) en mer du Nord
en relation avec les rejets polluants (drill cuting discharge), de Glemarec et Hily (1981) sur la baie de
Concarneau (France) en relation avec une pollution portuaire essentiellement domestique, les données
de Borja et al. (2000b et 2002) en relation avec une pollution et des travaux d’aménagement, les
données de Cano et Garcia (1987) en relation avec la composition du sédiment et enfin à partir des
données d’Alonso et Lopez-Jamar (1988) en relation avec une pollution industrielle.
Cette étude a montré la compatibilité des résultats obtenus avec diverses méthodes de calcul et de
représentations graphiques tels que la richesse spécifique, la diversité, l’équitabilité, les ABC
(Abondance – Biomasse Comparison dites aussi les courbes de Warwick, 1986), les analyses
statistiques univariées et multi variées ainsi que les IB (Indices Biotiques) et le CB (Coefficient
Biotique) au sens de Borja et al. (2000 a). Cela suppose que l’on peut directement utiliser les BI ou
56
Chapitre 2
Matériels et méthodes
CB. Borja et al. (2003) recommandent l’utilisation de ces indices non seulement pour des
comparaisons spatiales de « statuts écologiques » mais aussi et surtout pour suivre l’évolution de
situations de peuplements avant et après un stress.
Magni et al. (2005) considèrent l’utilisation des indicateurs écologiques (biologiques) comme un
appoint important aux qualifications chimiques, biogéochimiques, toxicologiques, physiques et
hydrologiques. Parmi les critères établis par Fisher et al. (2001) et Caiurns et al. (1993) pour le choix
des indicateurs écologiques et que rappèllent Magni et al. (2005) lors du Workshop consacré aux
« Indicateurs benthiques de stress », nous citerons cinq qui nous paraissent très pertinents : (1)
Utilisable pour la prise de décision, (2) lié au concept stress-réponse, (3) capacité et facilité de mesure
(calcul), (4) capacité de “prévision” élevée (par rapport au stress), (5) application large (différentes
régions géographiques)
Critères pour une qualité écologique relevée (good ecological quality) ICES (2001)
(i)
(ii)
(iii)
(iv)
Faciles à comprendre par les non scientifiques et les autres utilisateurs,
Sensibles aux aménagement humains,
En relation avec les activités dans le temps et dans l’espace,
Réponse en priorité aux impacts des activités humaines avec faible réponse aux autres causes du
Changement,
(v)
Facilement et régulièrement mesurable avec une marge d’erreur faible,
(vi) Applicables sur un large territoire, régions,
(vii) Basés sur des données réelles.
Borja et al. (2003) considèrent que les résultats obtenus au niveau de 06 sites différents
(Méditerrannée, mer du Nord, Atlantique) pour l’indice biotique BC sont conformes à ceux obtenus
par des méthodes classiques (A, S, H, H’, ABC, analyses multivariées). Paerson et Rosenberg (1978)
considèrent que l’évaluation des effets de la pollution sur l’écosystème benthique est en réalité la
réponse des espèces à l’enrichissement du milieu en matière organique.
Plusieurs indices biotiques ont été mis au point pour mettre en évidence la structuration des
peuplements benthiques, notamment l’AMBI, le BENTIX, le BOPA, le BQI, le H’, l’ITI et le MAMBI) (Ruellet et Dauvin (2007). Cette dynamique a fait suite à la Directive Européenne de l’Eau
(DEE/Directive 2000/60/CE) qui développe le concept de « Ecological Quality Statut » (EcoQ).
2.6.1.1. Indice de Shannon et Weaver (H’)
L’indice de diversité spécifique de Shannon et Weaver est une mesure de composition spécifique en
relation avec la dominance (Di) des différentes espèces de l’échantillon (Daget, 1976), il est donné par
la formule suivante :
i=s
∑ D log
H’= -
i
i=1
2
Di
Où H’ : Indice de Shannon, pi : Dominances de
l’espèce i, avec Di=ni/N, ni : L’effectif de
l’espèces i et N : L’effectif total.
D’après Legendre et Legendre (1984), les valeurs de l’indice de Shannon sont nulles lorsque
l’échantillon ne contient qu’une seule espèce. Les valeurs les plus élevées de H’ correspondent à un
prélèvement équilibré et diversifié. Glemarec et Hily (1981) situent les valeurs obtenues pour cet
indice dans un milieu normal au-dessus de 3, entre 1 et 3 dans un milieu déséquilibré et tendant vers le
1 dans le cas d’un milieu pollué. Les valeurs de H’ dépendent de la base de logarithme choisi (2,
exponentiel, 10, ou autre). Dans notre cas, c'est le logarithme de base 2 qui a été utilisé tel que
préconisé par Legendre et Legendre (1984). Cet indice est largement utilisé en écologie benthique
(Bellan, Reich, Hily, Davies et al., 1984 ; Gray et al., 1992; Glemarec, 2003; Simboura et al., 2007;
Grall et Nolwenn, 2005). H’ varie de 0 lorsque tous les individus appartiennent à la même espèce vers
un nombre positif plus ou moins grand lorsque les individus sont répartis entre différentes espèces.
Pour une même richesse spécifique, H’ croit lorsque l’équitabilité augmente.
57
Chapitre 2
Matériels et méthodes
Nous avons considéré l’échelle suivante pour les valeurs de l’indice H’ : > 4 très équilibré ; 2,5-4
équilibré ; 1,5-2,5 déséquilibré et <1,5 très déséquilibré. Nous avons également considéré à titre
comparatif l’échelle proposée par Simboura et Zenetos (2002) pour les peuplements des habitats
sableux /vaseux (tableau 2.7).
Tableau 2.7. Seuils et classification des peuplements à partir de l’indice de Shannon H’.
Etat écologique
Mauvais
Médiocre
Moyen
Bon
Très bon
Valeur de H’
Classification de la pollution
0<H’≤1.5
1.5<H’≤3
3<H’≤4
4<H’≤5
H’> 5
Azoïque, très pollué
Fortement pollué
Modérément pollué
Zone de transition
Site de référence
2.6.1.2. Indice d’équitabilité de Pielou (J’)
Cet indice exprime la répartition des individus entre espèces d’un même milieu. L’indice de régularité
fluctue entre 0 et 1. Si J’ tend vers 1, le peuplement est en équilibre, la distribution des individus entre
les espèces est équitable (Loyod et Geraldi, 1964 in Legendre et Legendre, 1984). A l’inverse une
équitabilité qui tend vers zéro caractérise un peuplement déséquilibré. L’indice d’équitabilité de Pielou
(1977) in Lardici et al. (1992) est donné par la formule :
J’=H’H’max
Avec : H’max = log2S ; H’ : indice de Shannon ; S : le
nombre d’espèces récolté dans le prélèvement.
La richesse spécifique « S » d’une récolte est le nombre d’espèces trouvé. L’intérêt de calculer cet
indice réside dans l’information qu’il transmet sur la dispersion des individus entre espèces (Legendre
et Legendre, 1984) au sein d’un milieu donné. Cet indice est considéré comme une mesure de la
composition en espèces d’un écosystème impliquant l’abondance relative de l’espèce ainsi que le
nombre d’individus. Pour notre travail nous avons considéré l’échelle suivante pour l’Equitabilité J’ :
<0.4 : très déséquilibré ; 0.4-0.6 : déséquilibré ; 0.6-0.8 : subnormal et 0.8-1 : normal.
2.6.1.3. AZTI Indice Biotique Marin (AMBI) AZTI Marine Biotic Index (AMBI)
L’AMBI17 est mis au point par Borja et al. (2000) et son utilisation s’est élargi ces dernières années
dans divers secteurs géographiques notamment de la région méditerranéenne (Borja et al., 2000; Borja
et al., 2003; Bonne, 2003; Forni et al., 2003; Mixuka et al., 2005; Salas et al., 2004; Mixuka et al.,
2005; Marin-Guirao et al., 2005; Muniz et al., 2005; Labrune et al., 2006; Carvalho et al., 2006;
Ruellet et Dauvin, 2007; Dauvin et al., 2007; Puente et al., 2008; Texeira et al., 2008; Ruellet et
Dauvin, 2007; Blanchet et al., 2008, Borja et al., 2008, Grimes et al. 2010). L’AMBI est calculé à
partir de la formule :
AMBI = {(0 X % GI) + (1.5 X % GII) + (3 X 4.5 GIII) + (4.5 X% GIV) + (6 X % GV)} / 100
L’AMBI évolue entre 0 et 7 et se base sur la proportion des 05 groupes écologiques:
GI : espèces sensibles à la pollution,
GII : espèces indifférentes à la pollution,
GIII : espèces tolérant la pollution,
GIV : espèces opportunistes 2nd ordre,
GV : espèces opportunistes de 1er ordre.
Cet indice se base également sur le modèle théorique modifié d’après Hily (1984) qui considère cinq
groupes écologiques. Groupe I : espèces très sensibles, groupe II : espèces indifférentes, groupe III,
espèces tolérantes, groupe IV: opportunistes de second ordre, Groupe V : opportunistes de premier
17
Le logiciel de calcul de l’AMBI est téléchargeable gratuitement sur le site http:/www.azti.es.
58
Chapitre 2
Matériels et méthodes
ordre. La liste des espèces et leurs assignations aux groupes écologiques est donnée dans Borja et al.,
(2000) ; elle est également accessible sur le site Web de l’AZTI18.Partant de ces bases, une formule
simple a été proposée. Celle ci repose sur les pourcentages d’abondance de chaque groupe écologique
dans chaque échantillon afin d’obtenir un indice continu, le Coefficient Biotique (BC).
AMBI = {(0 x %GI) + (1.5 x %GII) + (3 x %GIII) + (4.5 x %GIV) + (6 x %GV)}/100
2
3
4
5
6
100
90
80
70
V
60
I
50
III
40
30
20
IV
II
AZOIC SEDIMENT
PERCENTAGE OF GROUPS
AMBI VALUES
1
0
10
0
0
1
2
3
4
5
6
7
BIOTIC INDEX
POLLUTION
UNPOLLUTED
WFD
HIGH
STATUS
SLIGHTLY POLLUTED
GOOD
STATUS
EXTREM.
MEANLY
HEAVILY
POLLUTED
`POLLUTED POLLUTED
MODERATE
POOR
BAD
STATUS
STATUS
STATUS
INCREASING POLLUTION OR DISTURBANCE
Figure 2.7. Schéma de qualification des niveaux de perturbation à partir de l’AMBI (Grall, 2004).
Tableau 2.8. Seuils et classification des peuplements à partir de l’AMBI
Échelle de pollution
Coefficient
biotique
Non pollué
Non pollué
Légèrement pollué
Modérément pollué
Modérément pollué
Très pollué
Très pollué
Extrêmement pollué
0,0 < BC  0,2
0,2 < BC  1,2
1,2 < BC  3,3
3,3 < BC  4,3
4,3 < BC  5,0
5,0 < BC  5,5
5,5 < BC  6,0
Azoïque
Indice
biotique
0
1
2
3
4
5
6
7
Groupe écologique
I
III
IV-V
V
Azoïque
Santé de la communauté benthique
Normal
Appauvri
Déséquilibré
Intermédiaire avant pollution
Pollué
Intermédiaire avant pollution grave
Très pollué
Azoïque
Selon Borja et al. (2004) l’AMBI permet d’une part de classer les espèces par rapport à la pollution
des fonds en cinq groupes écologiques (GE) au sens de Glémarec et Hily (1981) et Grall et Glémarec
(1997) et d’autre part avec une échelle de 0 à 7 (Hily, 1984 ; Majeed, 1987). Borja et Muxika (2005)
recommandent de vérifier la dernière liste utilisée car certaines espèces peuvent changer de « statut »
et basculer d’un groupe écologique vers un autre en fonction d’indications (informations) nouvelles
ou celles qui sont les plus proches provenant d’experts.
D’autres recommandations de précaution d’utilisation de cet indice sont formulées par ces auteurs
concernant l’utilisation de l’AMBI: (i) Ne jamais utiliser cet indice sur les substrats durs, il a été
conçu, testé et vérifié pour les peuplements de substrats meubles. (ii) Enlever de la liste initiale toutes
les espèces non invertébrées (poissons, algues). (iii) Enlever toutes les espèces d’eau douces
18
http://www.azti.es/ingles/index.asp
59
Chapitre 2
Matériels et méthodes
(Cladocères). (iv) A ne pas utiliser dans des milieux où la salinité est < 10. (v) Enlever tous les
juvéniles et les espèces non identifiées. (vi) Enlever les espèces de substrats non meubles
(Nudibranches). (vii) Enlever l’épifaune (Bryozoaires). (viii) Enlever les espèces planctoniques
(Crangonidae). (ix) Quelques espèces doivent être regroupées ensemble (genre-type). (x) Ne pas
utiliser les espèces de haut niveau taxonomique (Bivalves, Gastéropodes) sauf celles figurant sur la
liste (Nemertea).
La liste de référence unique pour les catégories d’espèces doit être basée sur un consensus scientifique
(Borja et al. 2004); cela devrait permettre la comparabilité des valeurs de l’indice AMBI obtenus dans
divers secteurs géographiques. Le rapport du groupe d’experts de l’IEC/CIEM signale l’intérêt et la
facilité de l’utilisation de l’AMBI pour évaluer l’impact des changements naturels et des activités
anthropiques sur les peuplements benthiques en zone côtière (SGSOBS, 2004). La classification
proposée par Borja et al. (2004) distingue :
1. Haut statut (très bon état) : niveau de la diversité et de l’abondance des taxons d’invertébrés est
dans la gamme normale des conditions de non perturbation. Tous les taxons perturbés et sensibles
à ces conditions sont présents. Cette définition peut être associée au groupe GI (espèces très
sensibles à la pollution). Correspond à la classification « zone non polluée » : 0<AMBI≤1.2 au
sens de Borja et al. (2000).
2. Bon statut (bon état) : la plupart des espèces sensibles sont encore présentes. Cette définition peut
correspondre à des conditions non équilibrées des peuplements benthiques. Cette situation est
dominée par les espèces du groupe GIII (espèces tolérantes aux conditions d’enrichissement du
milieu en matières organiques). Borja et al. (2004) proposent des zones légèrement polluées (1.2 <
AMBI ≤ 3.3) au sens de Borja et al. (2000).
3. Statut modéré (état modéré): les espèces indicatrices de pollution sont présentes. Beaucoup
d’espèces appartenant au groupe des espèces sensibles à la pollution sont absentes. Borja et al.
(2004) recommandent non pas d’interpréter cette situation en rapport avec la zone polluée mais
plutôt en considérant une situation de transition entre les conditions de peuplements « non
équilibrés » et des peuplements « pollués » ou « perturbés ». Ces mêmes auteurs considèrent plus
correct d’assigner ce statut à une situation intermédiaire entre GIII et GIV (espèces opportunistes)
(3.3 < AMBI ≤ 4.3) au sens de Borja et al. (2000).
4. Statut pauvre (état pauvre): les eaux montrent d’évidentes dégradations et altérations. A l’évidence
aussi, les peuplements ne se trouvent plus avec les caractéristiques d’un peuplement « normal ».
Cette situation peut être aisément associée à une zone ou situation de pollution - perturbation,
voire à un état de transition vers une pollution très forte et une déstructuration plus importante des
peuplements benthiques. Dans ce type de situation, les espèces dites opportunistes GIV et GV (4.3
< AMBI ≤ 5.5) au sens de Borja et al. (2000) dominent.
5. Mauvais statut (mauvais état): les eaux montrent de très évidentes conditions d’altération et dans
de grandes proportions le peuplement est dominé par des espèces opportunistes d’ordre I. Cette
situation correspondrait à une « zone très polluée » où l’on peut aussi rencontrer des fonds
azoïques. Le peuplement de ce statut est dominé par le groupe GE V (espèces opportunistes
d’ordre I) avec (4.3 < AMBI ≤ 5.5) au sens de Borja et al. (2000).
La base théorique de l’indice AMBI est le concept écologique des stratégies k19 et r20, et les étapes
progressives observées dans les environnements perturbés. Glémarec et Hily (1981) et Hily, (1984)
ont observé que la macrofaune des substrats meubles pouvait être classée en 5 groupes, en fonction de
leur sensibilité à un gradient de stress croissant (accroissement de la teneur en matière organique). Ces
groupes ont été résumés par Grall et Glémarec (1997) (tableau 2.9).
19
20
Stratégie k : Espèces à vie longue, croissance lente et forte biomasse.
Stratégie r : Espèces à vie courte, croissance rapide, maturation sexuelle précoce et production de larves toute l’année.
60
Chapitre 2
Matériels et méthodes
Tableau 2.9. Groupes écologiques
Groupe I
Espèces
très
sensibles
à
l’enrichissement en
matière organique
et présentes en
milieu non pollué
(état initial).
Groupe II
Espèces
indifférentes
à
l’enrichissement,
toujours présentes en
faibles densités et
sans
variations
saisonnières
prononcées.
Groupe III
Espèces
tolérantes
à
l’excès
de
matière
organique. Ces espèces
peuvent être présentes
dans
les
conditions
normales,
mais
leurs
populations sont stimulées
par l’enrichissement en
matière organique.
Groupe IV
Espèces
opportunistes
de
second
ordre.
Principalement
de
petits polychètes, de
déposivores
de
subsurface tels que
les Cirratulidés.
Groupe V
Espèces
opportunistes
de
premier
ordre.
Déposivores
proliférant dans les
sédiments réduits.
La distribution de ces groupes écologiques en fonction de leur sensibilité aux perturbations
environnementales, permet l’élaboration d’un indice biotique allant de 0 à 7 (7=azoïque) (figure 2.7,
tableaux 2.8 et 2.9).
Avantages de l’AMBI
Cet indice a été validé pour une série de contaminants dans les eaux de transition et les eaux côtières.
Il a été appliqué avec succès en relation avec de multiples types de stress incluant les rejets de
plateformes pétrolières, les rejets de stations d’épuration, les travaux de génie civil portuaire, les
pollutions diffuses, les rejets de dragage, les extractions de sables et graviers. L’AMBI est facile à
utiliser et son calcul est facilité par la disponibilité d’un logiciel gratuit incluant une liste de plus de
2700 espèces. Il est particulièrement sensible aux gradients temporels et spatiaux induits par une
source polluante et se révèle efficace dans de nombreuses zones géographiques (Atlantique et
Méditerranée).
2.6.1.4. L’indice BENTIX
Simboura et Zenetos (2002) proposent l’utilisation d’un autre indice (BENTIX) qu’ils suspectent de
donner de meilleurs résultats que l’AMBI en Méditerranée. Cet indice réduit le nombre de groupes
écologiques à trois seulement : (i) les espèces sensibles à la perturbation, (ii) les espèces opportunistes
d’ordre II et (iii) les espèces opportunistes d’ordre I. Le BENTIX évolue dans l’intervalle [0, 6] et est
calculé à partir de la formule suivante :
BENTIX = [(6 X % GI) + 2 (%GII + GIII)] / 100
Les espèces macrobenthiques sont affectées à deux grands groupes écologiques dans le calcul du
BENTIX. Cette classification se base sur les travaux de Hily (1984) réalisés sur la macrofaune
benthique de la rade de Brest et ceux de Glemarec (1986) relatifs à l’impact d’une pollution par les
hydrocarbures sur la structure des peuplements benthiques. Ces auteurs distinguent les espèces
sensibles (GI), les espèces indifférentes (GII), les espèces tolérantes (GIII), les espèces opportunistes
d’ordre 2 (GIV) et les espèces opportunistes d’ordre 1 (GV). Simboura et al. (2005) cumulent dans la
formule du BENTIX les espèces des GI et GII dans le même groupe « espèces sensibles ». Les trois
autres catégories GIII, GIV et GV sont considérées comme tolérantes par Simboura et al. (2005), qui
distinguent quand même entre les GII-GIV représentés dans la formule comme GII et les espèces
opportunistes d’ordre 1 (GV) représentés dans la formule en GIII. Le ratio de probabilité «tolérantes»
et «non tolérantes» est multiplié par 2 afin d’aboutir à une échelle de 2 à 6. Le poids du GI est de 6
(statut le plus élevé de l’indice) et les GII et GIII ont un poids de 2.
L’étude réalisée par Simboura et al. (2007) sur les impacts à long terme d’une pollution métallique
dans le golfe de Evvoikos (Grèce) a démontré l’efficacité de l’application du BENTIX dans les zones
de rejet, notamment organiques (Simboura et Zenetos, 2002 ; Simboura et Zenetos, 2005), et des zones
soumises aux huiles (Simboura et al., 2004). L’aspect pratique du BENTIX réside dans la réduction du
nombre de groupes écologiques de cinq à trois, comme expliqué précédemment. La réduction du
nombre de groupes a pour avantage de réduire l’incertitude liée aux transitions de classes et de
simplifier le calcul de l’indice. Selon ces auteurs, ces groupes écologiques sont :
61
Chapitre 2
Matériels et méthodes
1. Groupe I (GI). Composé d’espèces très sensibles aux perturbations du milieu et à stratégie k.
Sont également incluses dans ce groupe des espèces indifférentes aux perturbations et
présentes en faible densité, sans variations saisonnières prononcées.
2. Groupe II (GII) : Des espèces tolérantes aux perturbations du milieu dont les populations
répondent aux sources de pollution par un accroissement de leur nombre. Ce groupe inclut
aussi, des espèces opportunistes de second ordre ou des colonisateurs de fin de succession de
stratégie r.
3. Groupe III (GIII). Espèces opportunistes de premier ordre (situation de déséquilibre
prononcé), espèces pionnières, colonisatrices et espèces tolérant l’hypoxie.
La signification et les seuils du BENTIX sont donnés dans le tableau 2.10.
Tableau 2.10. Seuls et classification des peuplements à partir du BENTIX
Classification – Pollution
BC
État écologique
Normal
Légèrement pollué, transition
Modérément pollué
Très pollué
Azoïque
4.5 < BC < 6
3,5 < BC < 4,5
2,5 < BC < 3,5
2 < BC < 2,5
0
Très bon
Bon
Moyen
Médiocre
Mauvais
L’Indice BENTIX est indépendant du type d’habitat et de la taille de l’échantillon et ne requiert pas
d’effort de taxonomie important.
2.6.1.5. Les indices BOPA et BO2A
Mis au point par Gomez Gesteira et Dauvin (2000) et révisé par Dauvin et Ruellet (2007). Le BOPA
évolue dans l’intervalle [0, log 2], il est calculé par la formule suivante :
BOPA= log10[(fP/(fA + 1)) + 1] où :
fP: représente la fréquence des polychètes opportunistes (ratio du nombre total d’individus de
polychètes opportunistes/ nombre total d’individus dans l’échantillon) ; fA: représente la fréquence des
amphipodes (ratio du nombre total d’individus d’amphipodes excepté l’opportuniste Jassa/ nombre
total d’individus dans l’échantillon).
Avec :
fP + fA ≤1.
Les deux « +1 » sans unité dans la formule servent à (1) permettre l’opération de division dans le cas
où fA est nul, et (2) de prévenir l’éventualité de log zéro (qui n’existe pas) dans le cas où fP est nul.
L’indice BOPA est nul dans la seule situation où il n’a aucune espèce de polychète opportuniste, ce
qui signifie qu’il s’agit d’une zone très pauvre en matière organique. Le BOPA est faible dans de
bonnes conditions environnementales (peu d’espèces opportunistes). Le BOPA augmente de valeur
avec l’enrichissement du milieu en matière organique. Il fluctue entre 0 (quand fP = 0) et log2 (c’est à
dire 0.30103 quand fA = 0) car :
fP = [0 ; 1] et fA = [0 ; 1]
(fP +1) = [0 ; 2]
fP/(fA + 1) = [0 ; 1]
(fP/(fA + 1)) + 1= [0 ; 2]
BOPA index = [0 ; log2]
La fréquence fx des autres espèces (ratio du nombre total des individus appartenant aux autres espèces
y compris celles des amphipodes du genre Jassa / nombre total des individus échantillonnés) est
considérée dans l’équation suivante:
fA + fP + fx += 1 avec fx = [0 ; 1]
62
Chapitre 2
Matériels et méthodes
L’indice BOPA considère (1) le nombre total des individus récoltés dans les échantillons, (2) la
fréquence des polychètes opportunistes et (3) la fréquence des amphipodes (sauf ceux du genre Jassa).
Les résultats obtenus par Dauvin et Ruellet (2007) montrent la facilité de l’utilisation de cet indice par
rapport à la liste AZTI qui propose 3459 taxons. Selon ces mêmes auteurs, le BOPA n’est pas
recommandé dans les peuplements pauvres numériquement (moins de 20 individus). L’avantage
majeur de cet indice est qu’il ne nécessite pas une identification jusqu’au rang espèces des amphipodes
et des polychètes ; ce qui constitue un gain important en temps et en finances quand il s’agit de traiter
des échantillons de 100 prélèvement ou plus par exemple. Son inconvénient est qu’il ne s’impose
aucune limite. Mais la révision réalisée par Dauvin et Ruellet (2007) sur la formule de base doit régler
définitivement cette question puisqu’une gamme de valeurs situées entre 0 et log 2 est proposée. Dans
le nouvel indice il est fait appel à la notion de fréquence, qui elle, impose comme bornes [0 ; 1].
2.6.1.6. L’Indice Trophique de la faune (ITI, Infaunal Trophic Index) (Word, 1978)
Selon Pinto et al. (2008), l’ITI a été initialement défini pour évaluer le degré de dégradation des
conditions environnementales causées par une pollution organique sur les côtes de la Californie
(USA). Selon ces auteurs, cet indice est une expression numérique de l’abondance relative des
espèces dominantes et qui se base sur la distribution des espèces macrozoobenthiques en rapport avec
les catégories trophiques. Considérant que l’organisation des espèces au sein d’un peuplement est
régie dans le cas d’un enrichissement du milieu en matière organique par la réponse des espèces à cet
enrichissement.
Les rapports numériques des espèces peuvent alors être affectés au profil des espèces résistantes à
cette surcharge du milieu en matière organique ; cette situation se fera au détriment des autres
catégories trophiques du peuplement considéré. Dans la formulation de cet indice, il y’a quatre
catégories trophiques à considérer (Word, 1978) : (1) les suspensivores détritivores comme Owenia sp,
(2) les détritivores de subsurface comme Glycera, (3) les déposivores de surface comme Hediste
(Nereis) et Hinia (Nassa), (4) les déposivores de subsurface comme Capitella capitata ou les
oligochètes. L’ITI est donnée par la formule suivante :
(
ITI = 100-33.33 x 0 x n1 + 1 x n2 + 2 x n3 + 3 x n3
/ n 1 + n2 + n 3 + n 4 )
Où n1, n2, n3, n4 sont le nombre d’individus dans les groupes sus mentionnés (1), (2), (3) et (4). Le coefficient
dans la formule de (0-3) est un facteur d’échelle qui permet une graduation de l’indice ITI entre 0 et 100.
Word (1978) signale qu’une valeur de l’ITI proche de 100 est due à une domination des suspensivores
signifiant que le milieu n’est pas perturbé (Pinto et al., 2008). A l’opposé, des valeurs de l’ITI proche
de zéro sont liées à la prépondérance dans l’échantillon des déposivores de subsurface, traduisant ainsi
une forte dégradation des conditions du milieu. Pinto et al. (2008) signalent comme limite de cet
indice la difficulté d’affecter certaines espèces à une catégorie trophique précise. Il est effectivement
très difficile de distinguer les contenus stomacaux des individus macrozoobenthiques, particulièrement
chez les espèces de petite taille comme les polychètes sédentaires qui sont parmi les plus résistantes à
la surcharge du milieu en matière organique (Capitella capitata, Malacoceros fuliginosus, Cirriformia
tentaculata, Pseudopolydora antennata, Chaetozone setosa, Tharyx marioni). Se basant sur les
travaux de Donath -Hernandez et Loya -Salinas (1989) réalisés sur la contamination de la baie de
Todos Santos (Californie), Pinto et al. (2008) sont favorables à l’application de cet indice en milieu
ouvert (baie et golfes).
2.6.1.7. Indice de Qualité Benthique (IQB) ou Benthic Quality Index (BQI)
La classification utilisée par la Suède suit le même principe que celui adopté par la Norvège (Indice de
Hulbert), mais ESn=100 est remplacé par ESn=50 pour inclure les échantillons présentant des abondances
comprises entre 50 et 100 dans l’analyse. Les échantillons comptant moins de 50 individus sont exclus
de l’analyse. De plus, les suédois incluent le concept d’espèces sensibles et d’espèces tolérantes, ces
dernières étant par définition trouvées de façon prédominante dans les zones perturbées (faible ES50).
On suppose que 5% de la population est associée à cette catégorie, et on définit cette valeur comme
valeur des espèces tolérantes ES500.05 (figure 2.8).
63
Chapitre 2
Matériels et méthodes
Figure 2.8. Exemple de distribution d’abondance pour deux espèces en relation avec leur valeur de ES50.
Les zones ombrées indiquent la distribution des 5% d’abondance en relation avec les ES50 les plus bas
Rosenberg et al. (2004).
Cet indice mis au point par Rosenberg et al. (2004) est calculé à partir de la formule suivante :
n
BQI  ( (
i1
Ai
 ES50 0.05i ))10 log( S  1)
totA
ES500.05 : la valeur de tolérance de l’espèce i ;
S : nombre
Ai : abondance de l’espèce i ;
d’espèces
Cet indice se base sur la combinaison de (i) la valeur des espèces tolérantes, (ii) l’abondance et (iii) la
diversité spécifique.
La valeur de tolérance de chaque espèce présente à une station est multipliée par l’abondance
moyenne relative (A/totA)) de cette espèce ("i") pour pondérer les espèces communes par rapport aux
espèces rares. Puis, la somme est multipliée par le logarithme décimal de la moyenne du nombre
d’espèces (S) présentes dans la station, car une forte diversité est associée à un environnement de
grande qualité.
Compte tenu de la valeur de référence qui est BQI=20, celui-ci a été divisé en 5 classes de tailles
égales de 0 et 20. La distribution de fréquence à BQI= 16.0, est définie comme la limite entre très
bonne qualité et bonne qualité, les valeurs supérieures ont donc un statut de «high quality» (fig. 2.9).
64
Chapitre 2
Matériels et méthodes
Image du
profil du
sédiment
Modèle
général
1.0-0.8
<0.8-0.6
<0.6-0.4
<0.4-0.2
<0.2
WFD/EQR
Gradient de perturbation
Pearson et Rosenberg
Figure 2.9. Qualification de la qualité du milieu en fonction des classes du BQI (Grall, 2004).
Nous considèrerons l’échelle suivante pour le BQI : >15 normale ; 10-15 légèrement pollué /en
transition (subnormale) ; 5-10 Modérément pollué/ pollué et <5 très polluée.
2.6.1.8. L’indice ES50
Il a été mis au point par Rosenberg et al. (2004). L’ ES50 donne le nombre d’individus d’une espèce
par rapport à la possibilité de la rencontrer sur au moins 50 individus. La vérification de l’intervalle de
0.05, c'est-à-dire, l’aire occupée par l’espèce sur 5 % de son territoire, plus celle ci est faible et plus
elle serait caractéristique de zones perturbées ou polluées. L’utilisation des valeurs d’abondance
calculées à partir de 5 % au minimum de l’abondance d’espèces particulières (ES500.05).
Pour son intérêt et sa facilité d’utilisation, cet indice est également recommandé dans le but d’évaluer
l’impact des changements naturels et des activités anthropiques sur les peuplements benthiques en
zone côtière par le groupe d’experts de l’IEC/CIEM (SGSOBS (2004). Cet indice est donné par la
formule suivante :
ES50  
(N  N i )!(N  50)!
i1 (N  N  50)!N!
i
s
où : N: nombre total d’individus dans l’échantilllon ;
Ni: nombre d’individus de la ième espèce
65
Chapitre 2
Matériels et méthodes
Selon Grall (2004), l’ES50 est une adaptation de l’indice de diversité de Sanders (1968) modifié par
Hurlbert (1971) et présent dans le logiciel PRIMER. L’ES50 permet de classer les espèces en fonction
de leurs taux de sensibilité.
2.6.1.9. Indice d’évaluation de l’endofaune côtière I2EC
Mis au point par Grall et Glémarec (2003), cet indice repose sur la clé de détermination basée sur les
cinq Groupes Ecologiques. Selon Grall et Coïc (2005) la subjectivité de l’attribution des IB a été
améliorée par l’I2EC, qui précise des valeurs seuils en fonction des proportions des différents groupes
(tableau 2.11).
Tableau 2.11. Seuils et classification à partir de l’IE2C
Groupes écologiques
I2EC
0
2
4
6
I
III
IV
V
>40
20-40
<20
-
20-40
>40
>20
-
<20
20-40
>40
+
<20
20-40
>40
Etat de santé du milieu
Normal
Enrichi
Dégradé
Fortement dégradé
-: absence ; +: présence non quantifiée mais faible
Le groupe II, composé d’espèces indifférentes est ignoré, car il caractérise les situations de transition
(écotonales) des indices 3 et 5. L’utilisation de la clé établie par Grall et Glemarec (2003) permet de
minimiser la subjectivité. Il est procédé avant tout à la comparaison de la richesse spécifique et de
l’abondance des individus des peuplements (sites) étudiés avec celle d’un état de référence pour
l’habitat considéré (Grall et Coïc, 2005).
Cette classification tient compte de la réponse des organismes (peuplements benthiques) à la double
contamination organique et métallique. Pour les peuplements portuaires, nous considérerons la
classification proposée par Grall et Glemarec (2003) (tableau 2.12).
Tableau 2.12. Seuils et classification à partir de l’I2EC en milieu portuaire selon Grall et Glemarec (2003).
I2EC
Niveau de dégradation environnementale
0 et 1
2 et 3
4
5 et 6
6-7 et 7
Milieu normal A1
Milieu enrichi A2
Milieu dégradé B
Milieu fortement dégradé C
Milieu à dégradation maximale
66
Chapitre 2
Matériels et méthodes
Le tableau 2.13 résume les différents indicateurs utilisés
Tableau 2.13. Indices biotiques
Variable
Mode de calcul
Références
ES(50)
Nombre d’espèces « attendues »pour 50 individus Rosenberg et al. (2004)
H’ (Shannon)
-∑ [(ni /N) · log2(ni /N)]
In SGSOBS (2004)
n
[ ∑(ni /∑ ni X ES500.05i)] X log10(S + 1)
BQI
Rosenberg et al. (2004)
i=1
AMBI
0 EGI + 1.5 EGII + 3 EGIII + 4.5 EGIV + 6 EGV
Borja et al. (2000)
BENTIX
6 EGI&II + 2 EGIII–V
Simboura & Zenetos (2002)
I2EC
Clé de détermination basée sur les 5 GE
Grall & Glémarec (2003)
BOPA
log10[(fP/(fA + 1)) + 1]
Gomez Gesteira & Dauvin (2000),
revisé in Dauvin & Ruellet (2007)
ITI
100 - 33.3(TG2 + 2 TG3 + 3 TG4)/TG1, 2, 3, 4
Mearns & Word (1982)
Nous opterons pour la classification des différents statuts écologiques aux mêmes couleurs
standardisés par la DCE (tableau 2.14), soit le bleu pour le très bon statut (zone de référence), le vert
pour le bon statut (zone normale), le jaune pour le statut modéré (zone peu polluée), le marron pour le
mauvais statut (zone pollué), le rouge pour le très mauvais statut (zone très polluée) et le noir pour
l’azoïque (zone extrêmement polluée).
Tableau 2.14. Statut écologique des peuplements en fonction des différentes classifications.
AMBI - BENTIX
- H’ - BQI BOPA - J’
BO2A
ITI
I2EC
Présente
étude
Peuplement très
Pollué
Mauvaise qualité
écologique
Peuplement pollué
Qualité écologique
modérée
Peuplement
Peuplement
modérément pollué modifié
Bonne qualité
écologique
Excellente qualité
écologique
Peuplement de
Transition
Peuplement de
Référence
Peuplement
perturbé
Peuplement
normal
Milieu à
dégradation
maximale
Milieu
fortement
dégradé (C)
Milieu dégradé
(B)
Milieu normal
(A2)
Milieu normal
(A1)
Equivalence
écologique
(présente
étude)
Extrêmement
pollué
QEE
Peuplement
très pollué
Très polluée
TMQE
Peuplement
pollué
Polluée
MQE
Modérément
polluée
QET
Normal
BQE
De référence
EQE
Fond azoïque
Très mauvaise
qualité écologique
Classification
Peuplement
modérément
pollué
Peuplement
normal
Peuplement
de référence
La synthèse bibliographique (tableau 2.15) montre que l’utilisation de ces indices biotiques tend à se
généraliser, voire à se synthétiser, dans la “qualification écologique” des milieux de substrats meubles.
Nous signalerons, à titre illustratif, dans ce qui suit quelques unes des dernières publications d’intérêt
pour les indices biotiques.
67
Chapitre 2
Matériels et méthodes
Tableau 2.15. Utilisation des indices biotiques
Indice
Utilisations récentes (2000-2008)
ES(50)
Rosenberg et al. (2004).
H’ (Shannon)
Labrune et al. (2007), Texeira et al. (2008), Ruellet et Dauvin (2007), Dauvin et al. (2007),
Dauvin et al. (2007); Bakalem et al. (2008), Blanchet et al. (2007 ou 2008), Borja et al. (2008).
BQI
Rosenberg et al. (2004), Labrune et al. (2006), Ruellet et Dauvin (2007), Dauvin et al. (2007).
AMBI
Borja et al. (2000), Borja et al. (2003), Bonne (2003), Forni et al. (2003), Mixuka et al.
(2005), Salas et al. (2004), Mixuka et al.(2005), Marin-Guirao et al. (2005),
Muniz et al. (2005), Labrune et al. (2006), Carvalho et al. (2006), Ruellet et Dauvin (2007),
Dauvin et al. (2007), Puente et al. (2008), Texeira et al. (2007), 2008), Ruelet et Dauvin
(2007), Blanchet et al. (2010), Bakalem et al. (2008), Borja et al. (2008).
BENTIX
Simboura et Zenetos (2002), Zenetos et al. (2004), Marin-Guirao et al. (2005), Simboura
et al. (2005), Labrune et al. (2006), Simboura et al. (2007), Ruellet et Dauvin (2007) ;
Dauvin et al. (2007); Blanchet et al. (2007 ou 2008), Ruellet et Dauvin (2007), Bakalem et al.
(2008).
I2EC
Grall et Glémarec (2003)
BOPA
Gomez Gesteira et Dauvin (2000), Dauvin et Ruellet (2007); Dauvin et al. (2007) Bakalem
et al. (2008).
ITI
Mearns et Word (1982)
2.6.2. Diversité et distinction taxonomique
L’indice de distinction taxonomique appelé en anglais « Taxonomic Distinctness measure » proposé
par Warwick et Clarke (1995) est largement utilisé dans le domaine marin (Somerfield et al., 1997 ;
Clarke et Warwick, 2001 ; Warwick et Light, 2002 ; Salas et al., 2006). En se basant sur l’arbre
taxonomique, nous avons calculé la distinction taxonomique de Clarke et Warwick (1998, 2001)
(AvTD et VarTD) à l’aide du logiciel PRIMER C V.6.
L’arbre taxonomique est construit sur la base de la classification hiérarchique de Linné en considérant
six niveaux taxonomiques : espèce, genre, famille, ordre, classe, phylum. L’intérêt de la distinction
taxonomique par rapport aux autres indices de diversité réside dans la valeur moyenne de l’AvTD
(average taxonomic distinctness, ∆+) et de la variation taxonomique, VarTD (variation in taxonomic
distinctness, Λ+) qui ne dépendent ni de la taille ni de l’effort d’échantillonnage (Clarke et
Warwiwick, 1998, 2001).
Le calcul étant fait sur des données transformées en présence/absence afin de permettre la
comparaison de résultats obtenus avec des stratégies et des efforts d’échantillonnage différents. AvTD
est la distance moyenne qui sépare chaque paire d’espèces sur l’arbre taxonomique. Elle traduit aussi,
le degré de liaison qui existe entre des individus d’un groupement faunistique. VarTD représente la
variance qui sépare chaque paire d’espèce dans l’échantillon. Elle traduit la régularité de la répartition
des taxa au sein de l’arbre taxonomique, elle permet, enfin de détecter les espèces sur ou sous
représentées. Les cinq indices de Diversité Taxonomique sont :
68
Chapitre 2
Matériels et méthodes
∆= [∑∑ωij xixj]/[n(n-1)/2]
i<j
∆*=
+
∆ =
[∑∑ωij xixj]/∑∑xixj]
i<j
i<j
[∑∑ωij] / [s(s-1)/2]]
i<j
(1) ∆ : Diversité Taxonomique “Taxonomic Diversity"
Warwick & Clarck (1995)
(2)
∆*: Distinction Taxonomique “Taxonomic Distinctness”
Warwick & Clarck (1995)
+
(3) ∆ : Distinction Taxonomique Moyenne basée sur la
présence/ absence des espèces
“Average Taxonomic Distinctness” Clarck & Warwick (1998)
Λ+=
[∑∑(ωij–ω)²]/[s(s-1)]
i≠j
s∆+=∑
+
(4) Λ : Variation de la Distinction Taxonomique
“Variation in Taxonomic Distinctness” Clarck &Warwick (2001)
[(∑ωij) /(s-1) ]
i≠j
+
(5) s∆ : Distinction Taxonomique Totale “Total Taxonomic Distinctness”
xi: représente l’abondance de ième espèce ; xj : l’abondance de la j ème espèce n (=∑ixi) est le nombre total d’individus
dans le prélèvement ; ωij représente le “poids de la distinction” basé sur la distance taxonomique entre les espèces i et j
dans la classification phylogénique.
Le calcul des indices de diversité/distinction taxonomique nécessite l’élaboration de tables
taxonomiques sans faille afin de réduire à 0 (zéro) le risque d’erreur lors du calcul. Si deux individus
pris au hasard appartiennent à la même espèce alors la distance les séparant est égale à 0 (zéro).
∆* est une expression modifiée de la formule de la diversité taxonomique, ∆* qui repose comme ∆ sur
l’abondance respective des espèces dans l’échantillon présente l’avantage d’être indépendant de la
distribution des abondances des espèces et prend en compte les seules relations taxonomiques entre les
espèces (Warwick et Clarke, 2001). ∆+ utilise seulement la liste des espèces sans tenir compte de leurs
abondances.
L’ensemble de ces trois indices est indépendant de la taille de l’échantillon (le nombre d’individus
dans le cas de ∆* et ∆, et le nombre d’espèces dans le cas de ∆+).
Un autre aspect de la structure taxonomique est également mis en évidence par Clarke & Warwick,
(2001b) : c’est la régularité de la distribution des taxons à travers l’arbre phylogénique. Cet indice
permet de savoir si certains taxons sont sur ou sous-représentés par comparaisons avec un pool
d’espèces connues pour une région géographique donnée (Warwick et Clarke, 2001). En effet sachant
qu’un taxon donné atteint sa diversité la plus élevée dans un habitat spécifique, on peut supposer que
certaines espèces seront sur-représentées au détriment d’autres espèces, si un type d’habitat particulier
est en partie détruit ou réduit.
Une distribution régulière se produirait dans une situation hypothétique où toutes les distances entre
les espèces sont égales et une distribution irrégulière correspond au cas où la longueur des branches est
très inégale (un genre très riche en espèces et d’autres espèces qui seraient les représentantes uniques
du phylum). Une telle différence de structure se reflète sur le poids ωij.
Pour ces trois indice (∆*, ∆+, Λ+), il est supposé que les branches reliant chaque niveau
taxonomique successif étaient d’une longueur équivalente avec une longueur totale de ω égale à 100
pour deux espèces reliées au plus haut niveau taxonomique possible (Clarke et Warwick, 1999).
Six niveaux taxonomiques ont été utilisés (espèces à phylum), par conséquent les valeurs de ωij sont
respectivement égales à 16,7 lorsque deux espèces appartiennent au même genre, 33,3 lorsque les
familles sont identiques mais les genres différents, 50 pour un même ordre mais de familles
différentes, 66.7 pour deux espèces de la même classe mais appartenant à des ordres différents, 83.3
pour un même phylum, mais de classes différentes, 100 lorsque les phylums sont différents.
69
Chapitre 2
Matériels et méthodes
(1) La Diversité Taxonomique peut être considérée comme la distance moyenne entre deux individus
du même prélèvement, y compris deux individus appartenant à la même espèce (Salas et al., 2006).
(2) La Distinction (Différenciation) Taxonomique est la distance moyenne entre deux individus du
même prélèvement à la condition qu’ils appartiennent à deux espèces différentes (Roger et al., 1999 in
Salas et al., 2006).
(3) La Distinction (Différenciation) Taxonomique Moyenne est la distance moyenne entre deux
espèces du même prélèvement, elle est basée sur la notion de présence/absence des espèces.
(4) La Variation de la Distinction (différenciation) Taxonomique est le degré de représentation (sur ou
sous représentation) de certains taxons dans le prélèvement. La Variation de la Distinction
Taxonomique est considérée comme un indice très pertinent (Salas et al., 2006).
(5) La Distinction (Différenciation) Taxonomique Totale est une mesure de la distance taxonomique
totale d’un assemblage (prélèvement) comme un descripteur de la modification de la richesse
spécifique et en tenant compte de la “parenté inter - espèces”.
2.7. Traitements statistiques des données et calcul des indices (PRIMER)
Le calcul des indices de diversité taxonomique et celui des différents indices biotiques ont été
réalisé grâce au logiciel PRIMER21 6.0 (annexe 4).
21
PRIMER 6 (Plymouth Routines In Multivariate Ecological Research) présente un large éventail d’analyses univariées et
multivariées, de graphiques des données d'espèce par échantillons des communautés écologiques. Les données sont de type
'abondance, biomasse, % de recouvrement, présence/absence etc., et qui sont utilisés dans le biomonitoring des impacts sur
l'environnement ainsi que des études plus fondamentales, comme par exemple la composition trophiques. PRIMER couvre
également des matrices de données physiques et des concentrations chimiques, qui sont analysées à part ou en relation avec
les données de groupements biologiques, `expliquant la structure de la communauté par des conditions physico-chimiques.
Les méthodes de cet éventail font peu ou pas de prétentions au sujet de la forme des données (les essais « non-métriques » de
classification et de permutation sont fondamentaux à l'approche) et se concentrent sur les approches qui permettent de
comprendre et d’expliquer.
70
Chapitre 2
Matériels et méthodes
2.8. Base de données ACCESS
Les données accumulées lors de nos travaux sont été structurées et organisés dans une base de données
dénomée BENTAL et dont l’architecture et les requêtes possibles sont illustrées par la figure 2.10.
Figure 2.10. Architecture et liens de la base de données BENTAL.
71
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
DEUXIEME PARTIE
3. CHAPITRE III. ORGANISATION DE LA MACROFAUNE
72
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
3.1. Aspects taxonomiques de la macrofaune benthique des fonds meubles algériens
La taxonomie de la macrofaune benthique des substrats meubles de la côte algérienne est abordée
selon divers angles de vue, susceptibles de renseigner, d’une part, sur l’importance numérique de la
diversité de cette fraction biologique essentielle pour le fonctionnement de l’écosystème côtier dans
son intégralité, mais aussi sur la valeur de cette fraction d’autre part.
Les travaux entrepris par Warwick et Clarck (1995, 1998) permettent à travers une série d’indices
taxonomiques de renseigner sur les interactions possibles et potentielles entre la structure de cette
biodiversité et les facteurs les plus déterminants du milieu, notamment les facteurs de dégradation du
substrat et de la perturbation du milieu, en particulier la pollution.
L’inventaire taxonomique réalisé dans le cadre de cette étude a permis la récolte de 154137 individus
représentant 1413 espèces macrozoobenthiques réparties entre 697 genres (annexe 6) sur une surface
globale échantillonnée de 162 m² (juin-juillet 1995 à juin-juillet 2001), soit 951,46 ind./m² (tableau
3.1).
Sur les 1440 taxons qui ont été identifiés, et après élimination de toutes les espèces dont la
détermination a posé problème soit pour manque de documentation adaptée ou parce qu’un seul
représentant a été récolté. Les espèces dont l’état des individus ne permet pas une bonne
reconnaissance n’ont pas également été considérées dans l’inventaire final.
D’autres catégories ont été écartées de l’inventaire final telles que les espèces pélagiques accidentelles,
les larves et les juvéniles (crustacés, céphalopodes), les poissons benthiques (exemple Dalophis
imberbis,…) ou nectobenthiques. Au final, nous avons retenu pour la présente étude 1417 taxa dont
1188 reconnus jusqu’au niveau espèce.
Tableau 3.1. Quelques éléments repères concernant la macrofaune benthique étudiée.
Indicateur
Surface totale échantillonnée (m²)
Surface totale portuaire échantillonnée (m²)
Surface totale des baies et golfes échantillonnée (m²)
Nombre d’individus total
Nombre d’individus total dans les ports
Nombre d’individus total dans les baies et les golfes
Nombre total d’individus/m²
Nombre d’individus/m² dans les ports
Nombre d’individus/m² dans les baies et golfes
Valeur
162
89,75
72,25
154 137
121 502
32 635
951,46
1353,78
451,69
3.1.1. Niveau de détermination taxons et actualisation taxonomique
Avec 1188 taxons reconnus au niveau espèce et 10 taxons au niveau sous-espèces, nous considérons
comme satisfaisant le niveau de reconnaissance systématique de la macrofaune identifiée, soit 84.36 %
de l’ensemble des espèces échantillonnées. En considérant les 147 taxons reconnus au niveau – genre,
ce pourcentage atteint 94.71 %.
73
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
Le reste des taxons, soit près de 6 % est réparti entre le niveau - phylum jusqu'au niveau - sous famille
avec une mention particulière pour les 37 espèces reconnues au niveau famille (2.6%). Les tableaux
3.2 et 3.3 ainsi que la figure 3.1 donnent une indication précise sur la distribution des niveaux
d’identification systématique.
Classe
1%
Phylum
1%
Sous espèce
1%
Ordre
1%
Famille
3%
Genre
10%
Espèce
83%
Figure 3.1. Niveau d’identification globale de l’ensemble des individus identifiées sur tous les types
sédimentaires et dans tous les sites étudiés.
Globalement, la détermination des espèces a été opérée de manière relativement similaire. Le niveau
d’identification terminal, c’est à dire jusqu’à l’espèce se situe entre 83 % et 92 % pour les peuplements
des milieux ouverts (baies et golfes) (figure 3.2). Pour l’essentiel, ce pourcentage se resserre dans un
intervalle plus restreint (83,78 - 88,48 %). Le niveau de détermination terminal le plus élevé est atteint
pour les peuplements du golfe d’Arzew et ceux du golfe d’Oran avec respectivement 92,56 et 92,47 %,
deux golfes limitrophes situés dans l’Ouest algérien. Très peu d’espèces ont été identifiées aux
niveaux taxonomiques supérieures (Jusqu’à la super famille), soit dans le meilleur des cas 2,18 % au
niveau de l’ordre (golfe de Ghazaouet). Après l’espèce, c’est le genre qui regroupe le deuxième niveau
d’identification. Le pourcentage le plus élevé, à ce niveau, est obtenu pour le peuplement de la baie de
Bou Ismail (10,14 %).
Tableau 3.2. Niveau de détermination dans les golfes et les baies.
Niveau de
détermination
Règne
Phylum
Sous-Phylum
Super classe
Classe
Sous-Classe
Ordre
Super famille
Famille
Sous famille
Genre
Sous Espèce
Espèce
BAL
2
3
7
1
14
3
155
GB
BI
1
1
1
3
1
4
6
1
14
208
2
1
4
1
14
1
37
5
365
ELK
1
1
4
44
GAN
2
1
4
6
3
13
2
209
GARZ GHZ
GOR
1
1
1
1
2
1
1
3
2
4
1
1
2
1
2
1
8
1
249
1
2
4
1
6
18
183
GSK
1
2
1
1
7
23
5
602
13
1
146
74
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
Le niveau terminal d’identification a été enregistré avec un meilleur score pour les peuplements
portuaires, soit des résultats situés entre 85 et 96 %, mais majoritairement dans un intervalle plus
réduit (94-95,16%). Les plus faibles scores sont le fait du port de Djendjen et du nouveau port de
Skikda tous les deux avec 84,49% (figure 3.3).
Ces deux ports présentent beaucoup de similitudes avec les milieux ouverts, localisés tous les deux au
milieu du golfe, donc exposés aux courants du large qui assurent le lessivage des sédiments de surface
et présentent plus de dispositions à l’installation d’une macrofaune riche et variée. Ce constat est
particulièrement vrai au port de Djendjen (329 espèces). Ces deux peuplements sont donc parmi les
plus riches des substrats meubles portuaires algériens
Tableau 3.3. Niveau de détermination dans les ports.
Niveau de
Détermination
Règne
Phylum
Sous-Phylum
Super classe
Classe
Sous-Classe
Ordre
Super famille
Famille
Sous famille
Genre
Sous Espèce
Espèce
APS PJ
NPSK PA PAL PAN PARZ PB PBJ PDJ PEK PGHZ PO
1
2
1
1
1
2
1
2
12
2
125
1
1
1
1
1
2
1
1
2
6
2
11
3
110 200
1
1
2
1
2
1
1
5
1
2
5
7
13
1
5
181 163
112
1
1
1
59
1
1
4
1
8
1
208
1
2
1
1
1
5
2
1
7
1
139
12
1
26
3
278
1
1
1
1
1
2
3
47
35
2
1
2
1
5
3
21
1
211
La faible diversité des espèces portuaires facilite cependant l’identification des espèces, puisque il
s’agit d’un cortège d’espèces relativement communes sur l’ensemble des fonds portuaires prospectés.
Pour l’essentiel, ce sont principalement des espèces des fonds de vase, en général, appartenant à
quelques familles (Cirratulidae, Capitellidae, Spionidea, Nereidae, Lumbrinereidae).
A l’opposé, les fonds meubles des baies et des golfes offrent une diversité des types sédimentaires qui
sont susceptibles de structurer les espèces au sein de plusieurs familles. De plus, sur ce type de fonds,
les espèces rares et accidentelles sont relativement bien représentées, donc des espèces appartenant
souvent à des groupes taxonomiques minoritaires, pour la majorité classées « divers ».
75
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
Figure 3.2. Répartition des niveaux de reconnaissance et d’identification des individus dans les golfes et les baies algériens.
76
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
Figure 3.3. Répartition des niveaux de reconnaissance et d’identification des individus dans les ports algériens.
77
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
3.1.2. Structure taxonomique globale
L’analyse de la structure taxonomique générale de la macrofaune benthique des substrats meubles
algériens met en évidence la présence de 13 phylums, 11 sous phylum, 65 ordres et 28 classes
distribués entre 308 familles, 697 genres et 1417 espèces. D’autres échelons taxonomiques
intermédiaires sont également moins bien représentés (tableau 3.4).
Tableau 3.4. Représentation des différents échelons taxonomiques
Niveau systématique
Nombre de représentants
Phylums
Sous phylums
Ordres
Classes
Familles
Genres
Espèces
13
11
65
28
308
697
1417
Non assignées : 153 Non considérées : 15 WoRMS : 42
ERMS : 1397 (1439-42)
La structure systématique montre un déséquilibre certain dans la répartition aux différents échelons.
Les phylums des annélides, des arthropodes et des mollusques sont les mieux représentés. Ces trois
groupes taxonomiques fournissent respectivement 538, 526 et 245 espèces et constituent l’essentiel du
stock des espèces, soit 92 % (tableau 3.5). Ces mêmes groupes fournissent 90,38 % des genres mis en
évidence et 71 % des familles identifiées sur les fonds meubles algériens compris entre 0 et 110 m de
profondeur.
De même, un nombre réduit de classes (28) constitue l’essentiel de la diversité de la macrofaune
benthique des substrats meubles de la côte algérienne.
Les polychètes (annélides), les malacostracés, les décapodes, (arthropodes – crustacés), les bivalves et
les gastéropodes (mollusques) sont les classes les mieux diversifiées. Ces classes fournissent plus de
90 % de la macrofaune benthique identifiée sur les fonds meubles situés entre 0 et 110 m de
profondeur le long de la côte algérienne.
Tableau 3.5. Distribution des niveaux d’identification principaux par groupe zoologique.
Groupe taxonomique
Annelides
Crustacés
Mollusques
Echinodermes
Divers
Classes
Ordres
2
4
5
4
12
14
14
21
13
18
Nombre
Familles
54
40
37
18
35
Genres
Espèces
256
226
148
28
39
538
526
245
40
68
1417
78
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
3.1.3. Inventaire
3.1.3.1. Les annélides
-
Les annélides des substrats meubles de la côte algérienne (0 et 120 m de profondeur) sont
représentés par 2 classes, 14 ordres, 54 familles, 256 genres et 538 espèces (tableau 3.6).
-
99.25% des annélides récoltées sont des polychètes, dont plus de 35 % appartiennent à l’ordre des
Phyllodocida (188 espèces) fournies essentiellement par les Syllidae (19 genres et 51 espèces), les
Polynoidae (12 genres et 29 espèces), les Phyllodocidae (10 genres et 23 espèces), les Nereidae (8
genres et 20 espèces), les Sigalionidae (7 genres et 11 espèces), les Nephtyidae (10 espèces) et
enfin les Glyceridae (9 espèces).
-
Les autres ordres sont assez équitablement représentés, notamment les Capitellida avec 62 espèces
appartenant essentiellement aux Maldanidae (18 genres et 42 espèces) et aux Capitellidae (10
genres et 16 espèces). Parmis les 44 espèces d’Eunicida recensées entre 0 et 110 m de profondeur
sur les fonds meubles de l’Algérie, 15 appartiennent aux Eunicidae (4 genres) et 11 espèces sont
des Onuphidae (7 genres). Les 42 Orbiniida repertoriées sont assez équitablement répartis entre les
Paraonidae (7 genres pour 23 espèces) et les Orbiniidae (6 genres pour 19 espèces). Les
Sabellidae (18 genres et 33 espèces) et les Serpulidae (10 genres et 16 espèces) fournissent 93% et
96 % du total des genres et des espèces de l’ordre des Sabellida (51). Les Spionidae et les
Cirratullidae avec respectivement 16 et 9 genres et 45 et 16 espèces constituent l’essentiel du stock
des genres et des espèces de l’ordre des Spionida alors que les Terebellida (49 espèces sont
essentiellement représentées par des Terebellidae (11 genres et 26 espèces) et des Ampharetidae (8
genres et 12 espèces).
-
Les polychètes sont représentées sur les substrats meubles de la côte algérienne par 51 familles.
-
Les ordres les moins bien représentés sont les Amphinomida (2 familles, 2 genres et 6 espèces),
les Ctenodrilida (Ctenodrilidae : 1 genre et 1 espèce), les Flabelligerida (Flabelligeridae, 4 genres
et 8 espèces), les Opheliida (2 familles, 6 genres, 6 espèces) et les Sternaspisida (Sternaspisidae, 1
genre, 1 espèce).
-
La classe des Clitellata est représentée exclusivement par des Oligochètes (3 genres et 4 espèces).
Les polychètes sont les premiers pourvoyeurs en espèces indicatrices de perturbation du milieu, en
particulier les espèces appartenant aux familles des Capitellidae, des Cirratulidae et des Spionidae
(voir chapitre IV – Qualité et statut écologique des peuplements benthiques de la côte algérienne).
79
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
Tableau 3.6. Taxonomie des annélides des substrats meubles de la côte algérienne.
Classes
Ordre
Amphinomida
Capitellida
Ctenodrilida
Eunicida
Flabelligerida
Opheliida
Orbiniida
Oweniida
Polychaeta
Phyllodocida
Sabellida
Spionida
Sternaspida
Terebellida
Clitellata
Oligochaeta
Famille
Amphinomidae
Euphrosinidae
Arenicolidae
Capitellidae
Maldanidae
Ctenodrilidae
Dorvilleidae
Eunicidae
Lumbrineridae
Oenonidae
Onuphidae
Flabelligeridae
Opheliidae
Scalibregmidae
Paraonidae
Orbiniidae
Oweniidae
Acoetidae
Alciopidae
Aphroditidae
Chrysopetalidae
Glyceridae
Goniadidae
Hesionidae
Lacydoniidae
Lopadorrhynchidae
Nephtyidae
Nereididae
Paralacydoniidae
Pholoidae
Phyllodocidae
Pilargidae
Pisionidae
Polynoidae
Sigalionidae
Sphaerodoridae
Syllidae
Sabellidae
Serpulidae
Spirorbidae
Chaetopteridae
Cirratulidae
Magelonidae
Poecilochaetidae
Spionidae
Sternaspidae
Ampharetidae
Pectinariidae
Sabellariidae
Terebellidae
Trichobranchidae
Piscicolidae
Polypordidae
Protodrilidae
-
Genre
3
1
3
10
18
1
3
4
3
4
7
4
3
3
7
6
2
3
1
3
1
1
1
4
1
2
3
8
1
1
10
1
1
12
7
3
19
18
10
2
4
9
1
1
16
1
8
1
3
11
3
1
1
1
-
Espèce
3
3
4
16
42
1
6
15
8
4
11
8
3
3
23
19
2
3
2
4
1
9
4
7
1
3
10
20
1
2
23
3
1
29
11
3
51
33
16
2
7
16
4
2
45
1
12
3
5
26
3
1
1
1
1
80
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
3.1.3.2. Les Arthropodes
Les Arthropodes sont représentés par le seul phylum des crustacés, 4 classes, 14 ordres, 40 familles,
226 genres et 526 espèces (tableau 3.7).
Les crustacés fournissent 96.77% du stock spécifique total des Arthropodes des substrats meubles de
la côte algérienne, soit 509 des 526 arthropodes identifiés. Les crustacés sont le deuxième groupe
taxonomique en terme de diversité spécifique après les polychètes.
L’ordre des amphipodes et celui des décapodes se distinguent des autres. Ces deux groupes fournissent
respectivement 101 et 48 genres ; 282 et 98 espèces soit, à eux deux, 65.93 % et 72.24 % des genres et
des espèces d’arthropodes. Quelques familles dominent numériquement : Aoridae (31), Melitidae (28),
Ampeliscidae (27), Lysianassidae (27), toutes des Amphipodes et les Paguridae (15), les Portunidae
(11) appartenant aux décapodes ainsi que les Mysidae (28 espèces).
- Les amphipodes (voir article en annexe 2)
L’inventaire des amphipodes établi à partir des échantillons récoltés entre 1995 et 2001 met en
évidence l’observation de 45 espèces qui n’ont pas fait l’objet de signalisations antérieures signalées
sur les fonds meubles de la côte algérienne (Grimes et al. 2009). Cela porte la liste des amphipodes
de 253 espèces mises en évidence par Bakalem et Dauvin (1995) à 298 espèces (Grimes et al. 2009).
Les travaux anciens, particulièrement ceux de Chevreux (1888, 1910, 1911) signalaient la présence
de 117 espèces d’amphipodes dans les secteurs prospectés de la côte algérienne.
L’intérêt des amphipodes réside dans leur caractère sensible ; ils sont utilisés par divers auteurs
comme espèce sentinelle, au même titre que les Ampeliscidae.
Les Ampeliscidae fournissent 27 espèces, ils se classent en 3ème position après les Aoridae (31 espèces)
et les Mysidae (28 espèces). Cependant les Ampeliscidae présentent le plus faible ratio genres/espèces
avec seulement 0,037 contre 0,23 pour les Aoridae et 0,54 pour les Mysidae. Ce rapport est révélateur
de la diversité spécifique des genres mis en évidence. Les Lysianassidae et les Metilidae sont
représentées avec 27 et 28 espèces mais avec un ratio genre/espèce de 0,52 et de 0,39.
81
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
Tableau 3.7. Phylum des Arthropodes et Sous - phylum des crustacés.
Classe
Branchiopoda
Ordre
Amphipoda
Cumacea
Malacostraca
Decapoda
Euphausiacea
Isopoda
Lophogastrida
Mysida
Nebaliacea
Tanaidacea
Maxillopoda
Sessilia
Ostracoda
Kentrogonida
Halocyprida
Myodocopida
Pycnogonida
Pantopoda
Famille
Podonidae
Ampeliscidae
Amphilochidae
Amphithoidae
Ampithoidae
Aoridae
Argissidae
Aristiidae
Atylidae
Biancolinidae
Calliopiidae
Caprellidae
Bodotriidae
Diastylidae
Genre
1
1
4
1
1
7
1
1
1
1
1
5
5
4
Espèce
1
27
6
1
3
31
2
1
4
1
1
11
15
11
Famille
Genre
Espèce
Famille
Genre
Colomastigidae
Corophiidae
Cressidae
Dexaminidae
Dulichiidae
Eusiridae
Gammarellidae
Gammaridae
Haustoriidae
Hyalidae
Iphimediidae
Lampropidae
Leuconidae
1
2
1
2
1
3
1
2
1
1
1
1
2
1
16
1
4
1
9
1
9
1
3
3
1
4
Isaeidae
Ischyroceridae
Leucothoidae
Liljeborgiidae
Lysianassidae
Megaluropidae
Melitidae
Melphidippidae
Oedicerotidae
Pardaliscidae
Nannastacidae
1
4
1
3
14
1
11
2
6
1
1
3
Espèce
Famille
Genre
Espèce
3
7
7
7
27
1
28
2
14
1
1
3
Phliantidae
Photidae
Phoxocephalidae
Pleustidae
Podoceridae
Pontoporeiidae
Scopelocheiridae
Stenothoidae
Synopiidae
Urothoidae
Pseudocumatidae
-
1
3
3
2
1
1
1
3
1
1
1
-
1
12
8
2
1
5
1
10
1
6
1
2
1
Alpheidae
Astacidae
Axiidae
Calappidae
Callianassidae
Crangonidae
Diogenidae
Dorippidae
Eriphiidae
Euphausiidae
2
1
1
1
1
1
2
1
1
2
6
1
1
1
1
1
2
1
1
3
Galatheidae
Goneplacidae
Grapsidae
Hippolytidae
Homolidae
Inachidae
Laomediidae
Leucosiidae
Majidae
1
1
2
2
1
2
1
1
3
5
1
4
2
1
3
1
4
6
Nephropidae
Paguridae
Panopeidae
Parthenopidae
Pasiphaeoidae
Penaeidae
Pilumnidae
Pirimelidae
2
4
1
2
1
1
1
1
2
15
1
3
2
1
1
1
Porcellanidae
Portunidae
Processidae
Scyllaridae
Sicyoniidae
Upogebiidae
Xanthidae
-
1
4
1
0
1
1
2
-
1
11
9
1
1
4
2
1
Aegidae
Anthuridae
Arcturidae
Asellidae
Eucopiidae
Mysidae
Nebaliidae
Anarthruridae
Apseudidae
Balanidae
Archaeobalanidae
Peltogastridae
Halocyprididae
2
2
1
1
1
15
1
1
2
2
1
1
1
4
3
4
2
2
28
1
1
9
3
1
1
1
Cirolanidae
Gnathiidae
Idoteidae
2
2
1
4
4
3
Janiridae
Joeropsididae
Leptanthuridae
Limnoriidae
2
1
2
1
3
2
3
1
Munnidae
Sphaeromatidae
Stenetriidae
-
1
2
1
-
1
2
1
1
-
-
1
Leptocheillidae
Leptognathiidae
2
2
2
2
Sphyrapidae
Tanaidae
1
1
1
2
-
-
1
Cypridinidae
Ammotheidae
Phoxichilidiidae
1
1
1
1
1
1
3
Callipallenidae
2
2
Nymphonidae
1
2
-
-
1
82
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
3.1.3.3. Les mollusques
Les Mollusques des substrats meubles de la côte algérienne sont représentés par 03 sous phylum, 05
classes, 21 ordres, 37 familles, 148 genres et 245 espèces (tableaux 3.8 et 3.9).
Ce groupe taxonomique a été rencontré dans tous les types sédimentaires aussi bien en milieux
portuaires qu’en milieux ouverts, sans restrictions bathymétriques. C’est aussi, le second groupe après
les polychètes qui fournit les espèces les plus adaptées aux perturbations du milieu en Algérie quelque
soit le type de stress anthropique, comme la pollution des ports d’Oran et d’Alger par exemple ou
l’instabilité sédimentaire, comme le cas du port de Djendjen.
La famille des Veneridae avec 13 genres et 20 espèces se singularise. A un degrè moindre les
Mytilidae (6 genres) , les Pectinidae (5 genres), les Cardiidae, les Pyramidellidae, les Conidae, les
Lucinidae, les Muricidae, les Naticidae, les Muricidae et les Rissoidae avec 4 genres pour chacune
d’elles participent dans la diversité de l’échelon “genre”. Les familles sus -mentionnées avec la
contribution des Dentaliidae, des Nuculidae, des Pharidae mais surtout les Tellinidae et les Nassaridae
constituent l’essentiel du stock des espèces de mollusques de la côte algérienne, soit 51,02 % de la
richesse totale de ce groupe.
3.1.3.4. Les échinodermes
Le groupe des échinodermes apparaît de moindre importance tant sur le plan de la richesse spécifique
que sur le plan numérique. Si au niveau hiérarchique taxonomique supérieur, ce groupe ne diffère pas
des trois précédents (annélides, arthropodes, mollusques et crustacés) puisqu’on y recense 4 classes et
13 ordres, en nombre de familles (18), de genres (28) et d’espèces (40) ce groupe est le moins
diversifié (tableau 3.10). Avec 5 genres et 3 genres respectivement, les Cucumariidae et les
Amphiuridae sont le plus diversifiés à ce niveau taxonomique. Ces deux familles fournissent avec les
Ophiurida 42,5 % de la richesse spécifique totale des échinodermes des substrats meubles de la côte
algérienne.
83
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune
Tableau 3.8. Taxonomie des mollusques -conchyfera
Classe
Ordre
Arcoida
Famille
Arcidae
Glycymerididae
Limidae
Limoida
Myoida
Corbulidae
Mytilidae
Mytiloida
Nuculanidae
Nuculoida
Gryphaeidae
Ostreoida
Ostreidae
Bivalvia
Pholadomyoida
Cuspidariidae
Lyonsiidae
Solemyoida
Solemyidae
Astartidae
Cardiidae
Venroida
Carditidae
Donacidae
Kelliellidae
Anaspidea
Akeridae
Aplysiomorpha
Aplysiidae
Archaeogastropoda Acmaeidae
Fissurellidae
Cephalaspidea
Acteonidae
Aglajidae
Heterostropha
Pyramidellidae
Aporrhaiidae
Gastropoda
Mesogastropoda
Barleeidae
Cerithiidae
Calyptraeidae
Columbellidae
Neogastropoda
Conidae
Cancellariidae
Nudibranchia
Chromodorididae
Dentaliidae
Dentaliida
Fustiariidae
Scaphopoda
Gadilida
Entalinidae
-
Genre
3
1
2
1
6
1
1
1
2
1
1
2
4
1
1
1
1
1
1
1
1
1
4
1
1
1
1
2
4
1
1
1
1
1
-
Espèce
3
3
2
1
9
3
1
1
4
1
1
4
19
1
2
1
1
2
1
1
1
1
5
1
1
2
1
3
7
1
2
1
6
1
1
1
Famille
Genre
Espèce
Famille
Genre
Espèce
Famille
Genre
Espèce
Solenidae
Tellinidae
Thyasiridae
Ungulinidae
Veneridae
1
3
2
1
13
1
13
3
2
20
Ringiculidae
Cylichnidae
1
1
1
1
Pholadidae
1
1
Nuculidae
Pectinidae
2
5
5
5
Yoldiidae
Propeamussiidae
1
1
1
1
Periplomatidae
1
1
Thraciidae
1
2
Kelliidae
Lasaeidae
Lucinidae
Mactridae
Mesodesmatidae
1
1
4
2
1
1
1
4
3
1
Montacutidae
Pharidae
Psammobiidae
Solecurtidae
Semelidae
3
3
1
1
1
3
5
1
1
3
Patellidae
Trochidae
Haminoeidae
Philinidae
Tjaernoiidae
Cerithiopsidae
Epitoniidae
Naticidae
1
1
1
1
1
1
1
4
2
1
1
2
1
1
3
8
Seguenziidae
Neritidae
Retusidae
1
2
1
1
2
2
Littorinidae
Cassidae
Hydrobiidae
1
1
1
1
1
1
Rissoidae
Tonnidae
Turritellidae
4
1
1
4
1
2
Coralliophilidae
Turridae
1
2
2
2
Marginellidae
Muricidae
Mitridae
1
4
1
3
4
2
Nassariidae
Buccinidae
2
2
10
3
84
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
Tableau 3.9. Placophora - Aculifera
Polyplacophora
Neoloricata
Aplacophora
Chaetodermatida
Chitonidae
Ischnochitonidae
Leptochitonidae
Chaetodermatidae
1
2
1
1
1
2
1
1
Tableau 3.10. Taxonomie des échinodermes des substrats meubles de la côte algérienne.
Sous phyllum
Asterozoa
Classe
Stelleroidea
Ordre
Ophiurida
Valvatida
Paxillosida
Ophiurida
Crinozoa
Crinoidea
Echinoidea
Echinozoa
Holothuroidea
Millericrinida
Arbacioida
Spatangoida
Echinothuroida
Echinoida
Spatangoida
Clypeasteroida
Dendrochirotida
Apodida
Famille
Amphiuridae
Asterinidae
Astropectinidae
Ophiodermatidae
Ophiuridae
Ophiomyxidae
Ophiothrichidae
Ophiocomidae
Antedonidae
Arbaciidae
Brissidae
Diadematidae
Echinidae
Loveniidae
Fibulariidae
Cucumariidae
Phyllophoridae
Synaptidae
Genre
Espèce
3
1
1
2
2
1
1
1
1
1
1
1
2
1
1
5
2
1
7
1
3
2
5
1
3
1
1
1
1
1
3
1
1
5
2
1
3.1.3.5. Les autres groupes zoologiques dits «Divers »
Nous avons regroupé sous l’appellation « Divers » tous les autres groupes taxonomiques identifiés sur
les substrats meubles de la côte algérienne. Ces groupes sont parmi les moins étudiés (Grimes, 2004) ;
ce sont des groupes qui sont considérés à tort comme marginaux et sans grand intérêt (deuxième
rapport national CDB)1. Cette marginalisation s’explique par le faible nombre de taxonomistes qui
s’intéressent à ces groupes et les rares identifications qui sont effectuées sur ces espèces sont réalisées
au cours d’inventaires portant sur quelques spécimens.
L’identification va rarement jusqu’au taxon final, elle est réalisée au niveau de la famille et rarement
au niveau du genre, faute de disponibilité de clés d’identification, qui sont en outre rares pour ces
espèces y compris dans la région méditerranéenne. La reconnaissance des espèces s’arrête pour ces
groupes « minoritaires » souvent au niveau de la classe, voire parfois au niveau du sous phylum.
Comme c’est le cas de quelques sipunculidiens, porifères, némertes, cnidaires, chordés, nématodes et
certains bryozoaires. La faible abondance de ces espèces ne plaide pas non plus pour des études
intensives et des suivis spatio-temporels pour ces espèces. 16 % des taxons ne sont pas reconnus au
niveau espèces.
Les Golfingiidae et les Actiniidae avec 3 genres chacun et respectivement 6 et 3 espèces sont avec les
Phascolionidae (4 espèces), les Polyclinidae (3 espèces), les Actiniidae (3 espèces) et les Alcyonidae
(3 espèces) les familles les plus diversifiées et qui fournissent près du 1/3 de la richesse spécifique
totale du groupe des « Divers » (tableau 3.11).
1
Rapport national de la Convention sur la Diversité Biologique ; établi cycliquement pour ladite Convention pour faire le
point sur l’état de la Diversité Biologique dans les pays ayant ratifiée cette Convention.
85
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
Tableau 3.11. Taxonomie des autres groupes zoologiques (72 espèces) des substrats meubles de la
côte algérienne.
Phyllum
Bryozoa
Sous phyllum
-
-
Classe
Ordre
Tunicata
Ascidiacea
Cephalochordata
Leptocardii
-
Hexacorallia
Actiniaria
Enterogona
Chordata
Cnidaria
Hydroidomedusa
Octocorallia
Echiura
Echiuroidea
Hemichordata
Nematoda
-
Stolidobranchia
Scleractinia
Ceriantharia
Capitata
Alcyonacea
Pennatulacea
-
Gorgonacea
Bonelliida
Enteropneusta
Enteropneusta
-
-
Anopla
Hoplonemertea
Nemertina
Phoronida
-
-
Enopla
Demospongiae
Porifera
Sipuncula
-
-
Calcarea
-
Reptantia
Haplosclerida
Hadromerida
Leucosolenida
-
Phascolosomatidea
Aspidosiphonida
Phascolosomatida
Sipunculidea
Golfingiida
-
-
Famille
Polyclinidae
Ascidiidae
Styelidae
Branchiostomidae
Actiniidae
Aiptasiidae
Hormathiidae
Haloclavidae
Phymanthidae
Sagartiidae
Caryophylliidae
Cerianthidae
Tubulariidae
Alcyoniidae
Funiculinidae
Pennatulidae
Veretillidae
Plexauridae
Bonelliidae
Ptychoderidae
Harrimaniidae
Lineidae
Tubulanidae
Carcinonemertidae
Drepanophoridae
Paradrepanophoridae
Tetrastemmatidae
Petrosiidae
Suberitidae
Sycettidae
Aspidosiphonidae
Phascolosomatidae
Golfingiidae
Phascolionidae
Sipunculidae
-
Genre
1
1
1
1
3
1
1
1
1
1
1
1
0
1
1
1
1
1
1
2
1
1
1
0
0
1
1
1
1
1
1
1
1
3
2
1
-
Espèce
1
3
1
2
1
1
1
3
2
1
2
1
1
1
1
1
1
3
1
2
1
1
1
1
2
1
1
1
2
1
1
1
1
1
1
2
1
1
1
1
1
1
6
4
2
1
L’inventaire taxonomique montre une inéquitabilité dans la distribution des derniers niveaux
taxonomiques (familles, genres et espèces). 35 familles appartenant aux annélides (polychètes), aux
arthropodes (crustacés) et aux mollusques (bivalves et gastéropodes) fournissent l’essentiel des genres
(284) et espèces (717) de la totalité de la diversité taxonomique macrozoobenthique des substrats
meubles identifiés (tableau 3.12). Toutefois 4 familles se demarquent, toutes des polychètes : les
Maldanidae (18 genres, 42 espèces), les Syllidae (19 genres, 51 espèces), les Spionidae (16 genres, 45
86
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
espèces) ainsi que les Sabellidae (18 genres, 33 espèce), soit un total de 71 genres et 171 espèces,
l’équivalent de 10 % des genres et 12 % des espèces identifiés sur les substrats meubles de la côte
algérienne entre 1995 et 2001.
Les Capitellidae, quant à eux, contribuent le plus aux stocks des espèces indicatrices de perturbation
du milieu. D’autre part, les familles de polychètes sont les mieux représentées dans les peuplements
portuaires alors que les crustacés présentent les familles les plus diversifiées en milieu ouvert.
Tableau 3.12. Principales familles.
Phyllum
Sous
phyllum
Classes
Ordre
Capitellida
Eunicida
Orbiniida
Annelida
Polychaeta
Phyllodocida
Sabellida
Spionida
Terebellida
Malacostraca
Arthropoda
Amphipoda
Crustacea
Cumacea
Decapoda
Mysida
Mollusca
Conchyfera
Bivalvia
Venroida
Gastropoda
Neogastropoda
Famille
Capitellidae
Maldanidae
Eunicidae
Onuphidae
Paraonidae
Nephtyidae
Nereididae
Phyllodocidae
Polynoidae
Sigalionidae
Syllidae
Sabellidae
Serpulidae
Cirratulidae
Spionidae
Ampharetidae
Terebellidae
Ampeliscidae
Aoridae
Caprellidae
Corophiidae
Lysianassidae
Melitidae
Oedicerotidae
Photidae
Stenothoidae
Bodotriidae
Diastylidae
Paguridae
Portunidae
Mysidae
Cardiidae
Tellinidae
Veneridae
Nassariidae
Genre
Espèce
10
18
4
7
7
3
8
10
12
7
19
18
10
9
16
8
11
1
7
5
2
14
11
6
3
3
5
4
4
4
15
4
3
13
2
16
42
15
11
23
10
20
23
29
11
51
33
16
16
45
12
26
27
31
11
16
27
28
14
12
10
15
11
15
11
28
19
13
20
10
87
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
3.2. Distribution de la richesse spécifique
3.2.1. Distribution générale de la richesse spécifique par rapport au nombre de
prélèvements
La figure 3.4 illustre la fréquence d’apparition du nombre de taxa terminaux sur l’ensemble des sites et
stations étudiés. Cette distribution montre à l’évidence trois situations :
(1) un nombre relativement important de taxa (402 espèces) qui ne sont observé qu’une seule fois ; la
majorité de ces espèces a été observée dans les milieux ouverts (golfes et baies) et représente toute la
diversité des groupes taxonomiques rencontrés sur les substrats meubles de la côte algérienne sans
préférence pour l’un d’entre eux. On y retrouve des polychètes, des bivalves, des gastéropodes, des
crustacés amphipodes, décapodes, cumacés, euphausiacés, isopodes,… ainsi que des espèces
d’échinodermes ou celles classées « divers » (sipunculidiens, entéropneustes, echiurides, némertes…).
(2) Les espèces rencontrées deux fois sont au nombre de 151 et celles rencontrées 3 à 10 fois sont
comprises entre 95 et 26 espèces.
(3) L’aspect le plus intéressant dans cette distribution est renseigné par les espèces les plus fréquentes.
On note que 31 espèces apparaissent plus de 100 fois alors que 11 espèces apparaissent plus de 200
fois. Parmi ces 11 espèces aucun crustacé n’apparaît, ce sont exclusivement des polychètes
(Lumbrineris latreilli, Cirriformia tentaculata, Capitella capitata, Chaetozone setosa, Heteromastus
filiformis, Nephtys caeca, Eunice vittata) et des bivalves (Corbula gibba, Abra alba, Tellina pulchella).
Corbula gibba (377), Lumbrineris letreilli (349), Cirriformia tentaculata (339), Capitella capitata
(337) et Chaetozone setosa (33) sont les taxa qui apparaissent le plus tous types de sédiments
confondus.
450
400
nombre de taxa terminaux
350
300
250
200
150
100
50
0
]0 à 1]
]1 à 2]
]2 à 4]
]4 à 8]
]8 à 16]
]16 à 32]
]32 à 64]
]64 à 128] ]128 à 256] ]256 à 512]
vu x fois
Figure 3.4. Nombre de fois d’observations des taxa identifiés
Cette configuration traduit deux images des peuplements macrozoobenthiques des substrats meubles
algériens, (1) d’une part, l’abondance des taxa peu représentés, qui représentent près du 1/3 de
l’ensemble des taxa mis en évidence. Cela peut se justifier par l’étendue de la zone explorée (prés de
1100 km avec une diversité de milieux, de types sédimentaires, de conditions et de facteurs de
structuration des peuplements).
88
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
(2) D’autre part, la majorité des espèces les plus fréquentes sont des espèces caractéristiques des
milieux confinés, et/ou instables (Heteromastus filiformis) et adaptées aux conditions d’enrichissement
du milieu en matière organique (Corbula gibba, Abra alba, Cirriformia tentaculata, Capitella
capitata), voire d’anoxie à la limite de la zone azoïque pour certaines d’entre elle comme Capitella
capitata.
L’analyse de la variabilité générale du nombre de taxa en fonction du nombre de prélèvement, sans
distinction géographique ou de type de milieux (ports et golfes) est illustrée par la figure 3.5.
30
Nombre de prélèvements
25
20
15
10
5
0
1
11
21
31
41
51
61
71
81
90
100
110
120
130
RS en taxa benthiques
Figure 3.5. Distribution générale (baies, golfes et ports) de la richesse spécifique en fonction du
nombre de prélèvements.
Cette figure met en évidence les caractéristiques suivantes :
(1) 09 prélèvements sont azoïques.
(2) 34 prélèvements sont très pauvres (moins de 5 espèces). Près de 90 % de ces stations sont
portuaires et sont concentrées essentiellement dans les trois plus importants ports algériens : le port
d’Oran (PO1.95, PO21'.95, POR10.96, POR4.96, POR11.97, POR21.97, POR22.97, POR26.97,
POR29.97, POR9.97, POR18.98), le port d’Annaba (PAN1.96, PAN2.96, PAN3.96, PAN4.96,
PAN5.96, PAN8.96) et le port d’Alger (PAL21', PAL22', PAL25, PAL31, PAL33).
Les autres stations sont localisées dans le nouveau port de Skikda (KP4.97, NPSK11.97), dans le port
d’Arzew (PARZ10'.98), dans le port de Djendjen (PDJ9.99) et dans le port de Ghazaouet (PGZ11.98,
PGZ19.98, PGZ5.98).
Quatre peuplements de milieux ouverts sont également classés très pauvres, ils sont localisés dans la
baie d’Alger (BAL21.99), dans le golfe d’Annaba (GAN20.96, GAN8.96), dans le golfe d’Oran
(GOR60.97) et dans le golfe de Skikda (GSK7.98).
(3) 78 prélèvements sont oligospécifiques et contiennent entre 5 et 10 espèces.
(4) 306 prélèvements sont considérés comme moyennement pourvus en espèces (entre 11 et 30
espèces).
89
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
(5) 163 prélèvements sont riches avec une richesse spécifique comprise entre 31 et 50 espèces.
(6) 66 prélèvements sont considérés comme très riche avec une richesse qui oscille entre 51 et 136
espèces. 70 % de ces prélèvements sont localisés dans les milieux ouverts.
Près d’un prélèvement sur deux (30 prélèvements) classé très riche se trouve dans le golfe d’Oran et
près d’un prélèvement sur 5 (12 prélèvements) se localise dans la baie de Bou Ismail. En outre, il est
intéressant de noter que 20 peuplements portuaires sont classés très riches, ils sont majoritairement
situés dans le port de Djendjen (PDJ1 .98, PDJ17.99, PDJ25.99, PDJ27.99, PDJ30.99, PDJ33.98,
PDJ33.99, PDJ34.99, PDJ35.99) avec un pic de 70 espèces à la station DJ34.
Ce port est de construction récente, exposé aux eaux du golfe et situé dans l’une des zones les moins
polluées de la côte algérienne (en tous l’une des zones où il y a le moins d’installations industrielles et
de rejets urbains). On retrouve dans ce lot de stations une station du port de Jijel, trois stations du
nouveau port de Skikda (NPSK1.98, NPSK7.95, NPSK7.97, NPSK9.98) et une station du port de
Bethioua (PB6.96). Ces deux derniers sont des ports pétroliers quasiment sans rejets domestiques
d’envergure. Quatre prélèvements contiennent plus de 100 espèces. Trois d’entre eux sont situés dans
le golfe d’Oran GOR5.97, GOR2.97, GOR32.97 (101, 112, 136 espèces) ainsi que la station BI25 dans la
baie de Bou Ismail avec une richesse totale de 127 espèces, bien au dessus de la moyenne de cette baie
qui est de 42.75 ± 26.29 espèces. Cette station fournit à elle seule 28,41 % du stock spéscifique total
de cette baie.
3.2.2. Distribution de la richesse spécifique par rapport au nombre de prélèvements dans
les milieux portuaires
L’histogramme de distribution des espèces aux divers prélèvements portuaires (figure 3.6) montre une
allure relativement instable et quasi - anarchique avec une alternance entre diminution -augmentation.
L’analyse de la distribution des espèces (taxa terminal) aux différents prélèvements portuaires réalisés
entre 1995 et 2001 révèle une concentration des espèces dans la partie gauche (fiable) du graphe
(partie oligospécifique). Les prélèvements les plus oligospécifiques (S<15 espèces) et les prélèvements
azoïques représentent près du 1/3 des prélèvements macrobenthiques analysés.
Nombre de prélèvements
.
16
14
12
10
8
6
4
2
0
0
3
6
9 12 15 18 21 24 27 30 33 36 39 42 45 48 51 54 57 60 63 66 69 72 75 78 81 84
Richesse spécifique en taxa terminal
Figure 3.6. Distribution générale de la richesse spécifique en fonction du nombre de prélèvements
dans les ports.
90
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
Les prélèvements très riches (S > 50 espèces) représentent seulement près de 5 % du nombre total de
prélèvements effectués. Cette allure des histogrammes de la distribution du nombre d’espèces par
prélèvement confirme le caractère oligospécifique des milieux portuaires algériens ; situation tout à
fait prévisible vues les conditions physico-chimiques et biologiques hostiles qui règnent dans ces
milieux semi fermés et fortement confinés.
3.2.3. Distribution générale de la richesse spécifique par rapports au nombre de
prélèvements dans les milieux ouverts
En milieux ouverts l’allure de la distribution générale de la richesse spécifique aux différents
prélèvements effectués dessine une courba unimodale avec trois phase (figure 3.7):
(i)
une phase à gauche du graphe qui correspond aux stations très oligospécifiques et qui
représentent un pourcentage négligeable (< 10 % des échantillons analysés),
(ii)
une phase qui amorce une augmentation et qui montre des maxima entre 18 et 25 espèces
et qui représente près de 50 % des échantillons analysés,
(iii)
une phase étalée qui correspond aux peuplements équilibrés, riches et diversifiés et qui
représentent plus de 25 % des échantillons.
Quelques prélèvements montrent un niveau de biodiversité spécifique extrêmement élevé soit, plus de
100 espèces.
L’analyse des données relatives aux ports et aux golfes ensemble montre la même allure que les deux
précédentes, avec des maxima situés dans une large gamme (10-35 espèces) où plus de 80 % des
prélèvements se concentrent.
16
14
Nombre de prélèvements
12
10
8
6
4
2
0
0 3 6 9 12 15 18 2124 27 30 33 36 39 42 45 48 5154 57 60 63 66 69 72
78 81
87
96
102
111
126
135
Richesse spécifique en taxa terminal
Figure 3.7. Distribution de la richesse spécifique en fonction du nombre de prélèvements dans les
baies et les golfes.
91
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
3.2.4. Variations spatiales de la richesse spécifique et de l’abondance dans les milieux
ouverts
L’analyse de la distribution spatiale de la richesse spécifique révèle des aspects intéressants de la
structure de la macrofaune benthique des milieux ouverts algériens (figure 3.8):
(1) D’un point de vue strictement méthodologique, il a été vérifié la corrélation positive directe entre
l’effort d’échantillonnage et la biodiversité de la macrofaune benthique. En effet, le nombre d’espèce
par unité de surface (0.25 m²) augmente avec l’augmentation du nombre de stations réalisées. Les
zones où l’effort d’échantillonnage a été le plus intense sont celles où le nombre d’espèces est le plus
important.
(2) Globalement la diversité spécifique est très comparable entre les divers sites étudiés. Pour la
majorité des sites, elle se situe dans un intervalle relativement restreint de 19.42 -28.8 espèces /0.25
m².
(3) Apparemment il n’existe pas de gradient spatial net. Même si les valeurs obtenues laissent penser
qu’une légère tendance Ouest - Est se dessine avec plus d’espèces dans le premier secteur et une légère
diminution de la richesse spécifique (S) au fur et à mesure que l’on s’éloigne de l’influence atlantique.
(4) L’influence des baies et des golfes les uns par rapport aux autres semble, eu égard à leur diversité
biologique, relativement négligeable. Ce constat est corroboré par le faible niveau d’impact, par
exemple, de la pollution de la baie d’Alger sur la baie qui lui est contiguë à l’Ouest (Bou Ismail) ou
l’on constate qu’avec pratiquement le même effort d’échantillonnage et à la même période cette
dernière abrite le double en terme de richesse spécifique moyenne (42.75 espèces/0.25 m²) par rapport
à la baie d’Alger (22.38 espèces 0.25 m²).
92
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
Figure 3.8. Variations spatio-temporelles de la richesse spécifique totale, de la richesse spécifique par année d’échantillonnage, de la richesse spécifique moyenne, de
l’abondance moyenne et de l’abondance totale sur les fonds des substrats meubles des baies et des golfes algériens.
93
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
Le golfe d’Oran, qui est supposé être sous l’influence directe du golfe d’Arzew par vent d’Ouest et du
golfe de Ghazaouet par vent d’Est, abrite en moyenne 55.65 espèces/ 0.25 m² contrairement au golfe
d’Arzew (21.7 – 25.29 espèces / 0.25 m²) et au golfe de Ghazaouet 28.28 espèces / 0.25 m²).
3.2.5. Variations spatiales de la richesse spécifique dans les ports
En ce qui concerne les variations spatiales de la richesse spécifique dans les ports, trois tendances sont
mises en évidence (figure 3.9):
(1) Les fonds portuaires très diversifiés : ils concernent soit les ports de construction et/ou situés en
milieu de golfes dans la zone de convergence des courants marins et donc dans des zones de brassage
et de renouvellement des eaux plus rapides.
Dans cette catégorie se distingue d’abord le peuplement portuaire de Djendjen avec en moyenne 34,65
±18,64 à 46,4 ±19,96 espèces / 0.25 m². On retrouve aussi dans cette catégorie le port pétrolier de
Bethioua situé au centre du golfe d’Arzew (35,1 ±10,46 à 36,64 ±7,97 espèces / 0.25 m²). Ce port
présente en plus deux passes d’entrée favorisant un brassage régulier de ses eaux avec celles du large.
Le nouveau port de Skikda (30,71 ±21,48 à 39,57 ±19,56 espèces / 0.25 m²).
L’ancien port de Skikda pendant les situations 1997 et 1998 se retrouve dans cette catégorie avec
respectivement (49,33 ±14,5 et 40 ± 13,66 espèces/ 0.25 m²).
(2) Une situation de transition avec des peuplements moyennement diversifiés (20 et 30 espèces/0.25
m²) qui concerne seulement 8 situations sur les 30 étudiées en milieux portuaires.
(3) Les peuplements portuaires pauvres : port d’Oran 1995 (17,52 ± 10,69 espèces / 0.25 m²) ; en
1996 (8,33 ± 5,32 espèces / 0.25 m²) ; en 1997 (11,69 ± 8,09 espèces / 0.25 m²) ; en 2000 (9,2 ± 4,24
espèces/0.25 m²) ; en 2001 (13,83 ± 10,05 espèces / 0.25 m²) ; port de Ghazaouet (9,8 ± 5,36 espèces
/ 0.25 m²) ; port d’Annaba (16,18 ± 11,55 espèces / 0.25 m²) ; port d’El Kala (17,75 ±11,35 espèces /
0.25 m²).
94
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
Figure 3.9. Variations spatio-temporelles de la richesse spécifique totale, de la richesse spécifique par année d’échantillonnage, de la richesse spécifique moyenne, de
l’abondance moyenne et de l’abondance totale sur les fonds des substrats meubles portuaires algériens.
95
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
3.2.6. Distribution de la richesse spécifique par site
3.2.6.1. Dans les ports
(1) La distribution spatiale de la richesse spécifique dans les ports algériens permet de distinguer deux
catégories de ports bien individualisées. (i) des ports très pauvres ou oligospécifiques avec une
richesse en espèces très réduite, qu’il s’agisse de la richesse totale ou de la richesse moyenne. Dans
cette première catégorie, les ports d’Oran et de Ghazaouet sont la meilleure illustration (figure 3.10).
Figure 3.10. Distribution spatiale de la richesse spécifique aux ports d’Oran et de Ghazaouet.
96
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
(ii) des ports riches en espèces avec un niveau de diversité qui rappelle les milieux ouverts (golfes et
baies). Dans cette seconde catégorie nous retrouvons le port de Djendjen mais surtout celui de
Bethioua ainsi que le nouveau port de Skikda à un degré moindre (figure 3.11). Ces trois ports ont tous
la particularité d’être de construction récente caractérisés par très peu de sources de pollutions
domestiques, ce sont tous des ports pétroliers exposés souvent à des pollutions opérationnelles mais de
faible envergure.
Figure 3.11. Variation spatiale de la richesse spécifique totale (/0.25 m²) de la macrofaune benthique
des substrats meubles des ports d’Arzew, de Bethioua, de Djendjen et de Jijel.
Il y’a lieu de considérer la localisation de ces trois ports qui se trouvent au milieu du golfe de Skikda
(nouveau port de Skikda), d’Arzew (port de Bethioua) et de Jijel (port de Djendjen), donc dans la zone
de convergences de courants qui leur assure un lessivage régulier et permanent des sédiments de
97
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
surface. De plus le port de Bethioua dispose de deux passes d’entrées qui lui permettent un contact et
un brassage quasi-total avec les eaux du golfe, ce qui favorise l’installation d’une macrofaune riche et
variée. Dans cette seconde catégorie, avec quelques nuances, nous retrouvons également le port de
Jijel (figure 3.11). Le port d’El Kala présente une distribution particulière qui rappelle la distribution
linéaire mise en évidence au port d’Annaba mais sans la présence d’un gradient clair et décroissant sur
toute sa ligne lié véritablement au confinement. Cela est probablement lié au nombre faible de stations
réalisées dans ce port (4 stations seulement) (Figure 3.12).
Figure 3.12. Variation spatiale de la richesse spécifique totale (/0.25 m²) de la macrofaune benthique
des substrats meubles au port d’El Kala.
(2) La distribution spatiale de la richesse en espèces de la plupart des ports montre une répartition en
mosaïque. Cependant, quelques ports décrivent une distribution linéaire de la richesse spécifique avec
un gradient décroissant de la zone avant port vers les zones de confinement. Cette dernière
configuration est bien illustrée par la distribution des espèces au port d’Annaba (figure 3.13).
L’essentiel de la surface de la zone de confinement de ce port montre un niveau de diversité de 0-5
espèces, la zone d’évolution (centre du port) dessine une mosaïque ou différents niveaux de richesses
spécifiques sont mis en évidence. Les fonds situés dans la passe d’entrée du port et ceux de la zone
avant port montrent des niveaux de richesses spécifiques de 20-50 espèces sur plus de 95 % de la
surface de ces deux dernières zones. Cette configuration obéit à la distribution des sources de pollution
(égouts) dans le port ainsi qu’à la configuration quasi linéaire du port d’Annaba qui permet de
singulariser un véritable gradient de confinement (fond du port –zone avant port).
Figure 3.13. Variation spatiale de la richesse spécifique totale (/0.25 m²) de la macrofaune benthique
des substrats meubles du port d’Annaba.
98
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
(3) L’évolution annuelle de la richesse spécifique des ports qui ont fait l’objet de suivi montre une
forte variabilité interannuelle de la distribution spatiale de la richesse spécifique. Cette situation est
très visible au port d’Oran. En effet, le zoning réalisé sur la base de la distribution de S montre
clairement un déplacement d’une année à l’autre des différentes zones (figure 3.10).
Ce constat est valable pour les différents compartiments du port. Pour illustrer ce constat, nous
enregistrons dans la zone la plus confinée du port (figure 3.10) en 1995 trois zones qui se chevauchent
(0-5, 5-10 et 20-50 espèces). En 1997, dans ce même compartiment nous notons le chevauchement
entre des niveaux de richesse spécifique de 0-5, 10-15 et 15-20 espèces alors qu’en 1998 nous avons
des niveaux situés entre 5-10 et 20-50 espèces.
(4) Le cas du port d’Alger est assez édifiant : deux compartiments sont bien distingués, d’un côté la
petite rade et à un degré moindre le bassin du vieux port qui constituent une transition vers la baie
avec des fonds ayant des richesses spécifiques situées entre 20 et 50 espèces. De l’autre, le bassin
Mustapha et le bassin de l’Agha avec des niveaux de richesses spécifiques situés entre 10-15, mais
l’essentiel de ces deux compartiments présente une S entre 5-10 et 0-5 espèces, soit des niveaux
sensiblement faibles. Ces deux compartiments sont parmi les plus oligospécifiques des substrats
meubles portuaires algériens.
Figure 3.14. Variation spatiale de la richesse spécifique totale (/0.25 m²) de la macrofaune benthique
des substrats meubles du port d’Alger.
Cette configuration traduit bien les conditions du port d’Alger. D’un côté la petite rade et le bassin du
vieux port exposés aux eaux de la baie d’Alger donc avec un renouvellement des eaux plus fréquent et
plus rapide ce qui favorise l’implantation d’une macrofaune assez diversifiée, et de l’autre, les fonds
des bassins de l’Agha et de Mustapha confinés, exposés aux principaux égouts du port d’Alger, donc
créant des conditions très hostiles à la macrofaune benthique.
L’ancien port de Skikda montre un enrichissement général en espèces entre 1995 et 1998 (figure 3.15)
alors que le nouveau port montre une stabilité générale de la richesse spécifique durant la même
période Au port de Bejaia, la richesse spécifique ne montre pas de modifications spectaculaires entre
1995 et 1998.
99
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
Figure 3.15. Variation spatiale de la richesse spécifique totale (/0.25 m²) de la macrofaune benthique
du nouveau et de l’ancien port de Skikda ainsi que celle du port de Béjaia.
100
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
3.2.6.2. Dans les golfes et les baies
Les figures 3.16 et 3.17 illustrent la distribution spatiale de la richesse spécifique de la macrofaune
benthique sur les fonds meubles du secteur occidental de la côte algérienne. Dans le secteur le moins
industrialisé de cette côte, c'est-à-dire le golfe de Ghazaouet, 80 % des fonds hébergent une richesse
située entre 20 et 50 espèces et près de 7 % des fonds présentent une richesse spécifique supérieure à
50 espèces. Dans le golfe d’Oran, la distribution de S est optimisée, c’est le secteur de la côte
algérienne le plus riche au m². En effet près de 60 % de ces fonds présentent une S> 50 espèces, en
particulier dans le secteur Ouest de ce golfe, le moins exposé aux sources de pollution et le premier à
recevoir les courant nord ouest dominants sur une grande partie de l’année. 37 % de ces fonds
hébergent entre 20 et 50 espèces. Les deux stations les moins riches se confinent à l’extrême Est du
golfe d’Oran.
Figure 3.16. Variation spatiale de la richesse spécifique totale (/0.25 m²) de la macrofaune benthique
des substrats meubles des golfes de Ghazaouet et d’Oran.
Ce niveau et cette distribution de la richesse spécifique dans le golfe d’Oran s’expliquent en partie par
l’absence d’oueds majeurs, c’est d’ailleurs la particularité de ce golfe. La nature sédimentaire du golfe
d’Oran où dominent les fonds de graviers et de sable grossier expliquent également ce niveau de
richesse. C’est l’un des golfes algériens où les fonds de vases sont les plus réduits en terme de surface.
Plus à l’Est et dans la partie la plus industrialisée du secteur occidental algérien, les fonds du golfe
d’Arzew montrent une distribution relativement contrastée et différente par rapport aux deux
précédentes. La partie la plus à l’Ouest de ce golfe est quasiment uniforme avec une richesse
spécifique dans plus de 80 % de sa surface située entre 20 et 50 espèces. Alors que la partie Est
101
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
présente une distribution en mosaïque avec des niveaux relativement faibles dans la partie entre
Bethioua et Mostaganem et relativement riches dans le reste de ce secteur.
Paradoxalement, ce sont les secteurs situés entre les villes de Bethioua (port pétrolier) et Mostaganem
(plusieurs industries) qui sont les moins inhospitaliers à l’installation d’une macrofaune benthique
riche et diversifiée.
Figure 3.17. Variation spatiale de la richesse spécifique totale (/0.25 m²) de la macrofaune benthique
des substrats meubles du golfe d’Arzew.
La distribution de la richesse spécifique dans la baie de Bou Ismail révèle trois zones bien
individualisées : (i) le secteur Ouest très riche à riche avec une distribution homogène à l’exception de
deux stations relativement pauvres BBI10 et BBI 16 (10 -15 espèces) (figure 3.18). (ii) Le secteur le
plus à l’Est également très homogène, avec des stations soit riches à très riches (20-50 espèces et > 50
espèces). (iii) La partie située entre ces deux secteurs et plus particulièrement l’axe de la ville de Bou
Ismail, la plus importante agglomération de cette baie qui forme une mosaïque avec des zones
pauvres, relativement pauvres et modérément riches.
La baie d’Alger (figure 3.18) montre une distribution assez différentiée, la majorité de la surface de
cette baie présente un S situé entre 20 et 50 espèces. De petites zones indifféremment réparties et
apparemment sans lien avec l’axe de l’oued El Harrach ou du port d’Alger montrent des niveaux de S
plus faibles. Paradoxalement, les trois stations les moins pourvues (5-10 espèces) sont parmi les
stations les plus profondes de nos échantillons. Quelques stations proches du port et de l’embouchure
de l’oued El Harrach ou dans l’axe port d’Alger - Cap Matifou sont également relativement pauvres en
espèces (10-15 espèces).
Le golfe d’Annaba révèle une situation en mosaïque dans la distribution spatiale de la richesse
spécifique. La zone la moins riche se situe plutôt à l’Est, contrairement aux « prévisions » liées à la
localisation du port d’Annaba et des principales unités industrielles qui sont plus proches du secteur
Ouest de ce golfe. A partir du port, dans un axe SSW-NNE une zone relativement pauvre est mise en
évidence. Cette zone est également sous l’influence de l’oued Seybouse.
102
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
Figure 3.18. Variation spatiale de la richesse spécifique totale (/0.25 m²) de la macrofaune benthique
des substrats meubles des baies de Bou Ismail et d’Alger et du golfe d’Annaba.
3.3. Diversité taxonomique
Selon Leonard et al. (2006), de nouveaux indicateurs sont requis afin d’évaluer l’impact
des activités anthropiques sur la biodiversité mais également pour démontrer que la
distinction taxonomique peut constituer un outil opérationnel.
Bevilacqua et al. (2009) signalent l’utilisation dans divers écosystèmes marins de la
distinction taxonomique, notamment en région tempérée (Machias et al., 2004; Nicholas
103
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
& Trueman 2005) et tropicale (Miranda et al., 2005; Graham et al., 2007). De
nombreux travaux ont focalisés leur attention sur les peuplements macrobenthiques des
substrats meubles (Woodd-Walker et al., 2002; Ellingsen et al., 2005 ; Arvanitidis et
al., 2005; Reiss & Kroncke 2005). Quelques travaux ont été réalisés sur les peuplements
de poissons (Hall & Greenstreet 1998; Lekve et al., 2005; Graham et al., 2007), et de
rares travaux sur les peuplements des substrats durs (Anderson et al., 2005; Terlizzi et
al., 2005). L’essentiel des travaux relatifs à la distinction taxonomique ont été réalisés
afin d’évaluer l’impact des perturbations sur les peuplements marins (Warwick & Clarke
1995).
L’intérêt de la distinction taxonomique pour l’évaluation de la diversité biologique
marine a fait l’objet de plusieurs publications (Clarke et Warwick, 1998; Hall et
Greenstreet, 1998; Price et al., 1999; Rogers et al., 1999; Warwick et Clarke, 1998;
Warwick et Turk, 2002; Warwick et al., 2002 ; Warwick & Clarke, 1995 ; Bevilacqua et al.,
2009 ; Salas et al., 2006 ; Puente et Diaz, 2008). Cet indice a été testé par Leonard et al.
(2006) pour démontrer la réponse du milieu à des stratégies spécifiques en comparaison
avec d’autres indices. Selon ces auteurs l’utilisation d’un indice simple et robuste comme
la distinction taxonomique présente plusieurs avantages, en plus de l’évaluation des
effets des activités anthropiques sur les communautés marines, en particulier l’ampleur
des changements environnementaux.
Pour Leonard et al. (2006), le choix dans l’utilisation des indicateurs de la biodiversité
des taxons cibles peut être exprimé par :
(i)
Le nombre de taxa, la diversité de Shannon, etc. dans le cas où l’effort
d’échantillonnage et la méthodologie sont soigneusement contrôlés. Ceci est rarement le
cas quand il s’agit de faire des comparaisons régionales ou le suivi de collections
historiques (long terme).
(ii) Mesures basées sur la diffusion taxonomique plutôt que le nombre d'espèces, par
exemple clarté taxonomique (si l'échantillonnage de l'effort est non contrôlé). Clarke et
Warwick (1998) ont prouvé que la distinction taxonomique moyenne permet des résultats
assez pertinents.
Les indices de a-diversité (échantillon ou diversité locale) sont généralement formulés en terme de
richesse spécifique et/ou régularité. Quand il s’agit d’échelles plus importantes, la richesse spécifique
parait plus appropriée : la g-diversité (diversité régionale) correspond en fait au nombre d'espèces dans
la région (Rosenzweig, 1995). Mais les mesures basées uniquement sur la richesse en espèces présente
selon cet auteur quelques inconvénients :
(1) La forte dépendance de la taille ou de l’effort d’échantillonnage, sachant que généralement le
nombre d’espèces augmente avec le nombre d’échantillons étudiés: ceci est particulièrement vrai
quand il s’agit de comparer des séries historiques d’espèces provenant de différentes localités ou de
régions différentes.
(2) Il n'y a aucun cadre statistique pour tester si la richesse d'espèces est plus importante et que l'on
pourrait prévoir pour un endroit ou une région donnée.
(3) Des mesures de richesse d'espèces sont fortement affectées par le type et la complexité de l'habitat.
(4) Il n'y a aucune relation évidente entre la richesse en espèces et la diversité fonctionnelle. Par
exemple, une réduction de diversité trophique ne mènera pas nécessairement à une réduction de
richesse d'espèces.
104
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
Diverses méthodes et de nombreux indices ont prouvé leur efficacité quant à l’évaluation des
changements qui s’opèrent sur la diversité sur une courte période ou à une petite échelle spatiale.
Selon Léonard et al. (2006) le challenge serait de pouvoir opérer cette évaluation sur un plus long
terme et à une échelle beaucoup plus importante spatialement (régionale).
Ces auteurs considèrent que la plupart des indices traditionnels de la biodiversité se basant sur la
richesse spécifique sont fortement affectés par la variabilité des conditions environnementales, sachant
que la distinction entre les changements naturels et ceux dus à des activités humaines est très difficile,
notamment pour le biomonitoring (Léonard et al., 2006).
Pour Leonard et al. (2006), avec l'indice de distinction taxonomique, le concept de zone de référence
est remplacé par celui de conditions de référence. Pour ces auteurs, l'hypothèse nulle signifie que les
espèces actuelles sont structurées comme si elles sont un choix aléatoire à partir d’un pool régional
d'espèces. Ceci pourrait permettre l'établissement d'une condition de référence dans une région qui a
été entièrement impactée à différents degrés, et où aucune zone de référence appropriée n'est connue.
Cependant, en raison de ces résultats, les mesures de distinction taxonomiques ont été
moins sensibles que d'autres mesures de diversité, en dépit du fait, par exemple de
l’indépendance par rapport à la dimension de l'échantillon/effort ou la réponse
monotonique à la dégradation environnementale, exigés afin d'être un bon indicateur de
biodiversité (Salas et al., 2006).
Il est intéressant de noter que ces auteurs qui ont examiné des indices basés sur la
richesse spécifique (indice de Margalef et la distinction taxonomique totale) concluent
que les mesures les plus réussies en différenciant les catégories diverses de la pollution,
prouvant que la réduction du nombre d'espèces est l'un des meilleurs indicateurs de
perturbation, et donc, essentiels quand il vient à différencier le statut écologique (Salas et
al., 2006). Évidemment, ces deux mesures ne peuvent pas elles seules établir une telle
distinction, car elles auront toujours besoin d'une connaissance précédente sur le nombre
d'espèces (situation de référence) de l'emplacement étudié.
Selon Leonard et al. (2006), bien que la distinction taxonomique moyenne ait la capacité
de distinguer correctement entre les secteurs pollués et non-pollués, les résultats de cette
étude ont démontré que sa puissance de discrimination diminue quand le nombre des
espèces augmente, ce qui amène à penser que l'indice ne peut pas montrer des
corrélations avec la pollution dans les secteurs où la richesse dépend d'autres facteurs
(Salas et al., 2006).
Enfin, il est utile de rappeler que les résultats de l'étude menée par Leonard et al. (2006)
au niveau de 136 prélèvements en Irlande montrent qu’il n'y a aucune dépendance de la
distinction taxonomique moyenne de la taille de l'échantillon (nombre d'espèces).
105
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
3.3.1. Tests de corrélations
Des tests de corrélation sont effectués entre la richesse spécifique et trois indices de la diversité
taxonomique : (i) avec la diversité taxonomique S-∆, (ii) avec la distinction taxonomique S-∆* et (iii)
avec la distinction taxonomique moyenne S-∆+. Cette dernière est basée sur la matrice présence absence. Cette analyse de corrélation est menée pour le peuplement global où toutes les stations sans
distinction de sites ont été mélangées et traitées (ports et golfes). Par la suite, des tests de corrélation
sont effectués pour les mêmes paramètres pour les golfes et les baies d’une part et pour l’ensemble des
stations portuaires d’autre part.
La plus faible corrélation
(R=0,38) est obtenue pour la
diversité taxonomique qui montre
que la diversité taxonomique ne
présente pas une forte corrélation
avec la richesse spécifique. Cela
signifie que l’augmentation du
nombre d’espèce n’entraîne pas
systématiquement et dans tous les
cas une meilleure diversité
taxonomique.
Delta 100
80
60
40
R=0,38
20
0
0
50
S
100
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
150
R =0,73
0
Delta + Une bonne corrélation, par contre
est mise en évidence entre la
richesse
spécifique
et
la
distinction
taxonomique
(R=0,73) et à un degré un peu
moindre avec la distinction
taxonomique moyenne (R=0,65).
120
Delta * En considérant la totalité des
stations sans distinction de type
de milieux, le test de corrélation
montre
des
résultats
sensiblement
différents
(figure3.19).
50
S
100
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
150
R=0,65 0
50
S
100
150
Figure 3.19. Tests de corrélation Delta - S, Delta* - S et Delta +- S dans l’échantillon total.
106
Organisation de la macrofaune benthique
Ces valeurs de corrélation
renseignent également sur la
grande
hétérogénéité
des
peuplements
des
milieux
ouverts algériens. En effet, le
niveau de ressemblance entre
les différents peuplements
reste moyen et la combinaison
de tous les peuplements
identifiés sans distinction dans
la présente analyse montre
parfaitement que les trois
paramètres analysés ne sont
pas corrélés avec la richesse
spécifique.
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
0,00
Delta * En milieux ouverts, les
corrélations obtenues sont
beaucoup moins bonnes pour
les trois paramètres considérés
∆, ∆* et ∆+ qui présentent des
valeurs relativement faibles à
très faibles, soit 0,30 pour ∆,
0,07 pour ∆* et 0,09 pour ∆+
(figure 3.20).
Delta Chapitre 3
50,00
S
100,00
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
0,00
Delta + R =0,30
R=0,07
50,00
S
100,00
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
0,00
150,00
150,00
R= 0,09
50,00
S
100,00
150,00
Figure 3.20. Tests de corrélation Delta - S, Delta* - S et Delta +- S dans les baies et les golfes.
107
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
La corrélation entre la richesse
spécifique et ∆, ∆* et ∆+ est plus
forte pour les peuplements
portuaires étudiés. Le meilleur
score est obtenu entre S et ∆* avec
R = 0,74. Le coefficient de
corrélation entre S et ∆ est de 0,55
alors que la corrélation entre la
richesse spécifique et la distinction
taxonomique moyenne est faible,
soit R=0,29 (figure 3.21).
100
90
80
Delta 70
60
50
40
30
20
10
R=0,55 0
20
S
40
60
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
80
100
R=0,74
0
20
40
60
80
100
S
Delta + La forte corrélation entre la
richesse spécifique et la distinction
taxonomique était prévisible pour
les peuplements portuaires dans la
mesure
où
le
peuplement
portuaire qui est en général
spécifique avec un cortège
d’espèces relativement restreint et
caractéristique
ressent
très
rapidement cette distinction dès
qu’il y’a augmentation de S. En
général, aussi, l’augmentation de S
est assurée par les peuplements des
zones avant - port qui constituent
des peuplements de transition
(écotones) vers des situations
normales, globalement classés subnormaux et se rapprochant souvent
des peuplements des golfes et des
baies. Ce qui garantit une relative
distinction taxonomique d’où la
valeur de R obtenue pour le couple
S- ∆*.
Delta * 0
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
R=0,29
0
20
40
60
80
100
S
Figure 3.21. Tests de corrélation Delta - S, Delta* - S et Delta + - S dans les ports.
3.3.2. Les valeurs moyennes de la diversité taxonomique ∆, de la distinction taxonomique
∆* et de la distinction taxonomique moyenne ∆+ (annexe 9)
Globalement, les valeurs moyennes de Delta, Delta* et Delta+ présentent une faible variabilité inter
sites. Les valeurs sont sensiblement proches pour les golfes et les baies (figure 3.22). Les moyennes de
∆ aux ports sont plus faibles que celles des golfes (figure 3.23). Les plus faibles valeurs sont
obtenues dans les ports les plus anciens et les plus exposés depuis longtemps à diverses
formes et types de pollutions.
En milieux ouverts, nos résultats montent que, si l’on excepte le golfe d’Annaba (∆=55,59), Delta
évolue dans un intervalle très restreint de [60-67]. Ce constat reste valable également pour ∆* [72-78]
et ∆+ [70-78]. Ceci témoigne que la structure et diversité taxonomique des milieux ouverts étudiés sont
ensiblement proches.
108
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
Les valeurs obtenues dans les ports pour les trois mesures de la diversité taxonomiques sus
mentionnées traduisent deux éléments majeurs : (1) les valeurs des mesures et particulièrement ceux
de ∆ sont plus faibles par apports à ceux obtenues pour les baies et les golfes. Dans les ports ∆ fluctue
dans un intervalle large [15-66] et si l’on excepte les ports de construction récence cet intervalle se
rétrécit à [15-46]. (2) Deux situations sont mises en évidence concernant les ports : ceux de
construction ancienne, fortement polluées et présentant des valeurs plus faibles (ports de Ghazaouet,
d’Oran, d’Annaba et d’Alger) et les ports de construction plus récente avec des valeurs de ∆ qui
constituent une «transition taxonomique» entre les ports anciens et les milieux ouverts.
Figure 3.22. Variation de la moyenne de Delta, Delta* et Delta+ dans les baies et les golfes algériens.
Figure 3.23. Variation de la moyenne de Delta, Delta* et Delta+ dans les ports algériens.
109
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
3.3.3. Représentations en entonnoirs des indices de diversité taxonomique
Taxonomie
- Baies et golfes
Golfe de Ghazaouet
85
Delta+
(1) La majorité des stations du golfe
de Ghazaouet sont distribuées près
de l’axe proche d’un ∆+ de 80, les
stations 11, 14, 4 et 23 se retrouvent
proche de la limite supérieure de
l’entonnoir
témoignant
d’une
richesse supérieure à « l’espérance »
alors que les stations 17 et 25 sont
proche de la limite inférieure de
celui-ci (figure 3 .24).
90
11
14
18 12 4
8
5
16
10 13
28
80
27 15 22
29
24
75
6
20 26
2
7
1
19
21
3
23
9
17
25
0
20
40
Number of species
60
15
80
19
16
9'
13
15'
16'
75
7
Golfe d’Arzew
20
9 6' 17'
5
18'
7'
Delta+
(2) Au golfe d’Arzew, les stations
15, 19, 20 et 23’ se retrouvent
proches de la limite supérieure de
l’entonnoir alors que les stations 8’,
20’ et 14’ se retrouvent proches de
la limite inférieure.
13'14 18
5'
4'
8
17
19'
6
23'
2'
2
14'
3
4
20'
0
20
40
Number of species
85
Golfe d’Oran
80
Delta+
(4) Dans la baie de Bou Ismail, une
forte densité des stations se
concentre dans la zone de l’axe,
plus de 80 % de stations se
retrouvent dans cette partie de
l’entonnoir. Toutefois, quelques
stations se singularisent, en
particulier les stations 60, 39, 17, 28
et 10 qui se retrouvent globalement
à l’extérieur de la limite supérieure
de l’entonnoir, dans sa partie
gauche. La seule station qui se
retrouve en dessous de l’entonnoir
est la station 42 alors que la station
14 est très proche d’elle mais elle
reste dans les limites de l’entonnoir
dans sa partie inférieure.
8'
70
27
16
27
75
26
10
9
4 21
301 C
203731
34
35
11
B
14
2
3 40
38
13
39 5 36
6 732
8
23
15 24
22
19
25
28
22
70
18
65
A
0
50
Number of species
60
Baie de Bou Ismail
85
39
17
Delta+
(3) Les stations du golfe d’Oran
sont très concentrées autour de
l’axe, néanmoins une série de
stations sont proches de sortir de
l’entonnoir dans sa limite supérieure
(stations, 9, 20, 7, 31, 4, 21, 34 et
25) alors que la station 18 est
positionnée dans le creux de
l’entonnoir dans sa partie inférieure.
62
80
75
47
44'
58
56 49 23'
12'
57
36
359 1 7
44
62'
55
70
0
28
10
28' 23
22
5143
35
11
13
31
9
21
4
26
52
54 26
12
3
16
19
32
30
34
20
46
41
40
27
38 8
5345
50
48
14
42
20
5
40
Number of species
60
Figure 3.24. Représentation en entonnoir de ∆+ en fonction de la richesse spécifique aux golfes de
Ghazaouet, d’Oran, d’Arzew et de la baie de Bou Ismail.
110
Chapitre 3
Taxonomie
100
Baie d’Alger
Delta+
90
80
45
20
4
Number of species
85
Golfe de Bejaia
10.97
2.97
5.98
8.96
A.97
6.98 7.98
13.96
2.98
4.96 6.96
15.967.97
5.96
3.96
2.96
14.96
B.97 9.96
11.96
GB1.96 12.96
10.98
80
75
70
10.96
4.97
65
0
50
Number of species
a o o
e
90
Golfe de Skikda
3
2"
12 9'
4"8
3"
13' 5' 14
8'
8"
Delta+
80
70
7'
7
7"
11"
60
50
0
50
100
Number of species
26
9
Golfe d’Annaba
22 30 34 25
27 24
1'
10
11
2
33
7 32
4' 13 2' 63'
15 3
17
5
80
Delta+
(8) Les stations du golfe d’Annaba montrent
une représentation dispersée sur l’entonnoir
avec beaucoup d’écart entre la position des
stations qui couvre quasiment toute la surface
large de l’entonnoir, particulièrement ses
parties haute et médiane. Plusieurs
peuplements de ce golfe montrent une RS
totale à la limite supérieure de celle espérée,
c’est le cas aux stations 9, 24, 25, 26, 30 et
34. La station 5 est à l’extérieure de
l’entonnoir dans sa partie inférieure alors que
la station 17 est positionnée au dessus de
cette limite sur le graphe.
19
4
36
38 41
31
20 15
1832 22
46
34
42253952754 27
30
51
48
13
44 16
14
3
10
5624
37
53
49
0
(6) Au golfe de Béjaia, toutes les stations de
1996 se retrouvent dans la zone médiane,
alors que deux situations de 1997 présentent
une richesse supérieure à celle attendue (2 et
10) la station 5 (1998) se retrouve à le limite
de la partie supérieure alors que la seule
station qui est au dessus e la limite inférieure
de l’entonnoir est la station 4 (1997).
(7) L’entonnoir du golfe de Skikda est très
clair ; des stations présentant une richesse
spécifique conforme à celle espérée, les
stations 3 et 2’’ avec des stations au dessus
de la richesse espérée, la station 7, 7’ et 7’’
positionnées proche de la limite inférieure de
l’entonnoir. La station 11 ’’ se singularise et
se positionne bien en dessous de cette limite
et révèle une richesse très inférieure à celle
attendue.
1755
29
70
Delta+
(5) L’entonnoir de la baie d’Alger montre
trois situations: (i) une concentration très
dense dans la partie centrale de l’entonnoir,
près de l’axe, soit que la majorité des stations
montrent une RS telle qu’attendue
« espérée » par le modèle (ii) la partie
supérieure de l’axe où se retrouvent les deux
stations 17 et 29 à la limite supérieure de
l’entonnoir dans sa partie la plus à gauche du
graphe (figure 3.25). La station 19 est bien
mise en évidence à l’extérieure de l’entonnoir
et un groupe de stations concentré près de la
limite de l’entonnoir (38, 15, 41 et à un
degrés moindre les stations 20, 32, 7 et 54.
(iii) La partie inférieure de l’axe où se
retrouvent les stations 49, 53 et 37 à
l’extérieure de l’axe et les stations 3 et 14
près de la limite inférieure de l’entonnoir.
Les valeurs proches de la limite inférieure
indiquent que la diversité spécifique à ces
stations est inférieure à ce qui est «prévue».
Organisation de la macrofaune benthique
4
60
0
20
40
Number of species
Figure 3.25. Représentation en entonnoir de ∆+ en fonction de la richesse spécifique en baie d’Alger,
aux golfes de Béjaia, de Skikda et d’Annaba.
111
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
- Ports
Taxonomie
100
80
5
Port de Ghazaouet
40
20
0
(3) La forme de l’entonnoir que
dessine le peuplement du port de
Bethioua rappelle celles des golfes
et des baies avec une distribution des
espèces dans la zone immédiate de la
médiane témoignant que la quasitotalité des stations de ce port ont
une
richesse
conforme
aux
prévisions. Seule la station 7’’ (à la
limite supérieure) et 7 (proche de la
limite inférieure) et la station 3 (à
l’extérieur de cette dernière limite)
s’individualisent.
11
19
0
50
Number of spec
Taxonomie
90
9'
1
3'
Delta+
Port d’Oran 1'
13'
32'12'
29" 32"
6'14
28"15'
13"
12
4'17
24"
POR5.01
7
23'
14'15"
5'8"16
12"
1317"
10 8'
15
8
2'
24'
1" 9 16"
11
18
19'
21"
25'
17'16'
20' 9"
80
70
20
18"
11'
21'
22'
26'
60
19
18'
30'22"
223"
29'
50
0
50
Number of spe
Taxonomie
7"
Port de Bethioua 80
8
Delta+
(2) Le port d’Oran présente un
entonnoir très effilé vers le bas dans
la partie gauche du graphe avec une
distribution quasi verticale des
stations de haut en bas. Globalement
la densité des stations dans la partie
centrale, proche de la médiane
espérée témoigne que le peuplement
portuaire d’Oran présente une
richesse telle qu’espéré. Néanmoins,
très peu de stations présentent une
valeur supérieure à celle-ci (‘9’, 1’’,
3’, 1’ et 2’) alors que le nombre de
stations proches ou à l’extérieur de
la limite inférieure, c'est-à-dire
présentant une richesse spécifique en
dessous de celle espérée est plus
important. Les stations 20 et 29’ se
positionnent totalement sur cette
limite alors que les stations 2, 19, 30,
18’, 2’’ et 23’’ sont carrément à
l’extérieur de la limite inférieure.
14 10
21
93 17
1218
2
48 13
60
Delta+
(1) Le port de Ghazaouet présente
deux situations bien contrastées, (i)
la quasi totalité des stations
localisées dans la partie médiane et
présente une richesse spécifique telle
qu’attendue, (ii) alors que la station 5
se positionne dans la partie inférieure
de l’axe (figure 3.26) mais surtout les
peuplements des deux stations 11 et
19 qui se trouvent très loin, à
l’extérieur de cette limite et montent
par conséquent une richesse bien en
dessous de celle espérée.
8'
10'
75
2
3'
8"
10
70
1'
4
7
0
20
9
1
4'
2'4"
11' 7'9'
2" 6'
5
5'
6
3
40
Number of species
Figure 3.26. Représentation en entonnoir de ∆+ en fonction de la richesse spécifique aux ports de
Ghazaouet, d’Oran et de Bethioua.
112
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
(4) Au port d’Arzew, à l’exception de
la station 13’ (sur la limite supérieure)
et la station 14 (sur la limite
inférieure), toutes les autres stations
sont positionnées dans la zone
immédiate de la médiane.
(6) Au port de Bejaia les stations
montrent une forte dispersion avec des
stations dans la partie médiane, des
stations proches de la limite supérieure
(4’’, 5’’, 10, 12) et des stations proches
de la partie inférieure (3, 3’, 4, 8). La
seule station à l’extérieure de
l’entonnoir (limite inférieure) est la
station 7.
Delta+
2
4'
5'
75
10'
11' 311 6'
6 9112
59' 12'
4 10 13
8' 7'
14'8
7
3'
70
14
65
0
20
40
Number of species
60
Taxonomie
33
80
16
13
34
22
70
36
15
4441
10
39
6
9
11
3547
12
7
4
40
48 43
8
45 46
3
17
Delta+
Aucune station du port d’Alger ne
présente une richesse spécifique au
dessus de celle espérée et très peu de
stations sont proches de la limite
supérieure. Par contre de trois stations
(2, 8 et 43) sont proches de la limite
inférieure, notamment dans la partie
droite du graphe, proche de ces stations
et à l’extérieure de cette limite nous
signalons les stations 14, 45 et 46.
Dans la partie la plus à gauche du
graphe, les stations 23, 25 et 29 sont
positionnées près de la limite inférieure
alors que les stations 18, 24, 26 et
surtout les stations 19, 20, 21 et 30 sont
bien loin de cette limite inférieure et
présentent une richesse très inférieure à
celle espérée.
Port d’Arzew 80
38
5
1
2
37
42
14
23
18
Port d’Alger 29
24
25 26
60
30
21
19
20
20
40
Number of species
Taxonomie
4"
85
12
Port de Bejaia 80
Delta+
(5) L’entonnoir du port d’Alger
présente
une
répartition
assez
particulière qui traduit la situation des
peuplements de ce port. D’un point de
vue général, les stations occupent toute
la surface de l’entonnoir, notamment la
partie interne de celui ci dans la partie
centrale du graphe. La majorité des
stations sont localisées dans la partie
médiane mais nous enregistrons les
stations 3, 5, 13, 16, 1733, 34 et 38
dans sa partie la plus à gauche (figure
3.27).
Taxonomie
13'
5"
2"
75
6" 1
70
3"
65
1"
11
2
6
10
9 6'
11'
5
4
3
8
7
3'
0
50
Number of species
Figure 3.27. Représentation en entonnoir de ∆+ en fonction de la richesse spécifique aux ports
d’Arzew, d’Alger et de Bejaia.
113
Chapitre 3
Taxonomie
85
Port de JIjel 80
51
44
75
(8) Comme pour le port de Bethioua
(dans
le
golfe
d’Arzew),
les
peuplements portuaires de Djendjen
(golfe de Jijel) montrent un entonnoir
qui rappelle ceux des milieux ouverts.
L’essentiel
des
stations
se
positionnement dans la partie médiane
du graphe.
54
46
49
41
48
53
70
0
20
40
Number of species
Taxonomie
90
38
80
Delta+
(9) Les stations 3, 6, 7, 9 et 14’ sont
proches de la limite inférieure alors que
la station 8 se trouve à l’extérieur de
cette limite.
43
50
Delta+
(7) La situation au port de Jijel est très
claire, toutes les stations sont dans
l’entonnoir autour de la partie médiane
alors que la station 53 est à l’extérieur
de la limite inférieure (richesse
inférieure à celle espérée) (figure 3.28).
Organisation de la macrofaune benthique
70
421
12
37 36
25
13
19
30 1'
16
28
15
242231
23 1134'
29 17
35
33
20 32
10 10'
33'
18 27 34
14
21
614'
8
3
Port de Djendjen
9
(10) Dans l’ancien port de Skikda, à
l’exception de la station 1 qui se trouve
sur la partie supérieure du graphe, toutes
les autres stations se trouvent
distribuées près de la médiane.
60
7
50
0
50
Number of species
Taxonomie
Ancien port de Skikda 1
85
80
Delta+
(11) L’entonnoir du port d’Annaba
montre des stations « éclatées » sur
toute la surface de celui-ci. Plusieurs
stations sont localisées sur la partie
médiane. De nombreuses stations se
trouvent à la limite supérieure de
l’entonnoir (2, 12, 15, 20, 23 et 26) ou
proches de la limite inférieure (5, 19, C,
B, 30) alors que la station 13 se situe à
l’extérieur de cette limite. D’autre part,
les stations qui se trouvent dans la partie
étranglée de l’entonnoir sont les stations
de la zone avant port (30, A, B et C).
90
3
1"
4'
2"
4"
4
2
75
3'
3"
2'
70
65
0
50
Number of species
Taxonomie
90
2
15
80
14
Delta+
7
8
70
24
60
Port d’Annaba 26
18
11
6
25
29
17
28
10
23
12
20
22
16
21
9
A
C30
13
19
B
5
50
0
20
40
Number of species
Figure 3.28. Représentation en entonnoir de ∆+ en fonction de la richesse spécifique aux ports de Jijel,
de Djendjen, l’ancien port de Skikda et au port d’Annaba.
114
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
3.3.4. Représentations en ellipse des indices de diversité taxonomique
-
Baies et golfes
800
Golfe de Ghazaouet 600
Lambda+
(1) Dans le golfe de
Ghazaouet, la majorité
des stations se retrouvent à
l’intérieur de la zone de
l’intervalle de confiance de
95 %.
10
400
21(23)
3(20)
24(15)
20(10)
27(10)
19(27)
22(15)
2(19)
1(29) 23(33)
17(32)
30
25(17)
5(22)
12(15)
26(13)
6(13) 4050 15(13)
60
70
7(19)
90
80 13(20)
100
18(13)
110
120
9(26)
16(17)4(18)
14(20)
29(9)
8(13)
10(17) 28(9)
11(16)
20
200
0
65
75
Delta+
62'(13)
400
80
12'(17)
Golfe d’Oran 10
45(24)
36(19)
57(18)
2055(13)44(18)46(23)
56(11)
49(14)
9(32)
30 53(22)
28'(22)
2(32)
13(24)
14(24) 50(22)
40
59(13)
3(24)
506019(24)
12(24)
70
8
54(30)
090
43(26)
5(48)
8(31)
26(22)
44'(15)
40(23)
100
48(22)38(29)
27(35)
34(37)
30(37)
6(33)
11(38)
20(23)
110
120
3(12)
32(42)
4(44)
51(24)
16(40)
62(6)
31(37)
35(32)
23(25)
7(17) 21(23)
23'(18)
58(19)
41(29)
52(22)
42(23)
1(15)
22(31)
28(34)
10(35)
47(17)
17(18)
300
200
39(12)
(3) Dans le golfe d’Arzew,
les stations 8’, 15 et 16 se
rencontrent à la limite
inférieure de la zone verte
100
60(2)
0
60
65
70
75
Delta+
80
85
500
Golfe d’Arzew
400
10
16(9)
4(16)
2(32)
30 3(13)
40 50
5(11)
20'(12)
6(22)
607013(15)
17(17)
19'(23)
2'(26)
8(17)
80
9'(15)
110
14'(31)
100
120 6'(19)
8'(10)
7(11) 16'(12) 90 9(17)
4'(15)
15'(12) 23'(34)
17'(21)
18'(11)
19(15)
13'(9)15(10)
20(19)
18(12)
7'(6) 5'(11)
14(10)
20
Lambda+
(4) En baie de Bou Ismail,
trois
stations
se
singularisent
et
se
positionnent à l’extérieur
de la zone de confiance
des 95 % ; les stations 18
mais surtout 27 et A. Ces
stations présentent un
peuplement pauvre (< 9
espèces) alors que la
station la plus pauvre est la
station 26 (avec seulement
5 espèces) et se positionne
à la limite de cette zone
(figure 3.29).
70
500
Lambda+
(2) Dans le golfe d’Oran,
les stations 12’, 39, 42, 45
et 62’ se rencontrent dans
la zone verte alors que la
station
60,
la
plus
oligospécifique
du
peuplement de ce golfe se
retrouve bien à l’extérieur
de la zone de confiance
des 95 %
300
200
100
0
60
65
70
75
80
Delta+
600
27(5)
500
Lambda+
400
A(8)
10
20
300
18(8)
200
19(14)
39(34)
38(16)
B(26)
22(13)
16(11)
37(30)
30 15(12)
24(15) 7(26)14(26)
4(36)
40 23(12)
6(23)
22(20)
50608(33)
28(25)
5(36)
13(23)
30(16)
3(38)
35(18)
70
40(43)
36(41)
8090
20(28)
21(39)
1(17)
32(27)
2(32)
11(19)
100
110
120
C(21)
25(57)
34(47)
31(32)
10(9)
9(21)
27(8)
26(5)
Baie de Bou Ismail
100
0
60
65
70
75
80
Delta+
Figure 3.29. Représentations en ellipse de λ + en fonction de ∆+ dans les golfes de Ghazaouet,
d’Oran, d’Arzew et dans la baie de Bou Ismail.
115
Chapitre 3
300
250
Lambda+
(5) En Baie d’Alger,
toutes les stations se
retrouvent
dans
l’intervalle de confiance
des 95%, à l’exception
de la station 19 qui se
retrouve très légèrement
à l’extérieur de cet
intervalle alors que la
station 4 (4 espèces se
retrouve à la limite
interne de la bande verte
ainsi que les stations 53
(11 espèces) et 49 (8
espèces) (figure 3.30).
Organisation de la macrofaune benthique
200
Baie d’Alger
150
56(5)
37(13)44(8)
49(8)
24(6)
3(12)
10(9)
53(11) 16(10)
20 25(12)
48(8)
3034(11)
54(16)
40
32(7)
50
14(16)
120
110
100
60
90
70
20(13)
39(13)
51(14)
8041(16)
27(18)
45(27)
42(11)
13(8)
7(15)
52(14)
30(5)
15(15)
31(5)
18(6)
46(6)
36(7)
38(14)
22(9)
19(12)
4(4)
100
60
80
Delta+
Golfe de Bejaia
400
10
(6) Dans le golfe de
Béjaia, la station 10.98
avec
seulement
5
espèces est la seule
station en dehors de
l’intervalle de confiance.
On retrouve une série de
stations très proche de
cette limite, notamment
les stations 2.97, 10.97,
5.98 (6 espèces).
Lambda+
4.97(10)
B.97(3)
20
300
200
3012.96(19)
10.96(33)
40 50
14.96(21)
60 70
80
100
5.96(10)
110
90
11.96(17) 3.96(24)
7.97(23)
2.98(10)
120
4.96(14)
2.96(12) 6.96(20)
6.98(15)
15.96(18)13.96(13)
9.96(10)
7.98(20)
GB1.96(11)
A.97(13)
10.98(5)
8.96(15)
5.98(6)
10.97(9)
2.97(13)
100
0
65
70
75
Delta+
80
Golfe de Skikda
400
10
Lambda+
7(5)
20
300
7'(28)5'(13)
12(9)
30 40
14(19)
50 60
8'(21)
110
120
8(14)
100
3"(19)
70
90
9'(14)
80
13'(7)4"(13) 2"(15)
8"(11)
200
3(14)
11"(14)
100
7"(2)
0
55
60
65
70
Delta+
75
80
4'(6) 10(6)
400
10
7(20)
Lambda+
(7) Aucune station du
golfe de Skikda ne sort
de
la
limite
de
l’intervalle de confiance.
A
l’exception
des
stations 7 (5 espèces), 12
(9 espèces) et 3 (14
espèces) qui se situent
dans la bande verte,
toutes les autres stations
se concentrent dans la
partie
centrale
de
l’ellipse.
300
17(15)
20
32(22)
3(14)
6(13)
30
3'(14)
40
50
33(11)
5(19) 60
70
80
90
100
2'(10)
110
120
11(11)
1'(15)
15(11)
Golfe d’Annaba
30(11)
25(17)
34(14)
24(8)
22(8)
27(5)
2(5)
200
13(8)
100
40
60
Delta+
80
Figure 3.30. Représentations en ellipse de λ + en fonction de ∆+ en baie d’Alger, dans les golfes de
Bejaia, de Skikda et d’Annaba.
116
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
- Ports
8(7)
500
9(7)
10
18(10)
2(9) 20
5(3)
300
13(11)
200
Port de Ghazaouet
40
50
60
Delta+
70
80
600
20(9)
Lambda+
400
10
19(13)
29'(3)
23"(8)
200
22"(8)
30'(5)
Port d’Oran
9(13)
20'(5) 21"(20)
20
11(24)
24'(22)
30 18(26)
17"(27)
25'(12)
4050
4'(13)
24"(19)
13"(19)
60
14'(20)
10(10)
70
15(24)
13(24)
12(20)
2'(13)
14(14)
17'(14)
80
8(14)
16'(17)
19'(8)
90
12"(23)
5'(14)
15"(23)
100
110
9"(12)
120
8"(16)
16(18)
1"(9)
6'(12)
16"(20)
28"(8)
17(16)
12'(14)
32"(10)
13'(9)
15'(12)
POR5.01(5)
7(5)
8'(14)
29"(5)
32'(11)
1'(15)
23'(6)
18'(6)
3'(4)
2(5)
18"(2)
11'(2)
21'(2)
22'(3)
26'(3)
0
50
9'(2)
1(2)
60
70
Delta+
80
500
Port de Bethioua
400
(3) La situation du port de
Bethioua est plus claire avec
une seule station à la limite
extérieure de la limite de
confiance (stations 7’’ avec 6
espèces).
10
7(24)
3(27)
4(23) 2(19)
30
6(31)
40 10(18)
50 1'(24)
5'(29)
2'(26)
8(14)
608"(21)
5(29)
70
80 901(26)
4"(27)
11'(30)
2"(29)
9'(33)
100
8'(17)
9(27)
110
120
3'(22)
4'(26)
6'(31)
7'(32)
10'(20)
20
300
200
7"(6)
100
60
65
70
75
80
Delta+
10
400
20
14(14)
Lambda+
(4) De même pour le port
d’Arzew, mise à part la station
13’ (4 espèces) toutes les
autres sont positionnées dans
la partie centrale de l’ellipse.
14(11)
10(16)
17(13)
30
3(8)
40
50
60
70
80
90
100
110
120
100
Lambda+
(2) Au port d’Oran, la
distribution des stations est très
éclatée avec la majorité des
stations dans la partie centrale
de l’ellipse. Une partie des
stations est positionnée à
l’extérieur de la zone de
confiance, dans la partie
gauche avec un ∆+ situé entre
50 et 60, notamment pour les
stations 18’, 29’, 22’, 30’, 22’’,
23’’. Toutes ces stations
présentent une faible richesse
spécifique. La station 20 (9
espèces) se positionne dans la
partie haute en dehors de la
limite de confiance ainsi que la
station 19 (13 espèces) alors
que les stations 3’ (4 espèces),
1’ et 9’ sont localisées dans la
partie la plus à droite du
graphe à l’extérieur de la zone
de confiance
avec un ∆+
proche de 90.
21(8)
400
Lambda+
(1) L’ellipse du port de
Ghazaouet présente une forme
arrondie avec une seule station
à l’extérieur de la zone de
l’intervalle de confiance : la
station 5 avec 3 espèces (figure
3.31).
300
6(17)
1(20)
7(23)
12(21)
3(18)
11(19)
8(29)
30
10(27)
4(25)
3'(36) 4'(23)
4050
6'(22)
11'(16)
9(19)
13(31)
60 7'(29)
5(24)
5'(19)
14'(28)
9'(25)
70 80
12'(27)
8'(26)
90
2(19)
10'(21)100
110
120
200
Port d’Arzew
100
13'(4)
0
55
60
65
70
Delta+
75
80
Figure 3.31. Représentations en ellipse de λ + en fonction de ∆+ dans les ports de Ghazaouet, d’Oran,
de Bethioua et d’Arzew.
117
Chapitre 3
(6) Au port de Bejaia, la
situation est beaucoup plus
évidente avec la répartition des
stations dans la partie centrale de
l’ellipse sans présenter de densité
importante et deux stations qui se
singularisent : la station 12 et 4’
avec respectivement 4 et 2
espèces soit, les peuplements les
plus oligospécifiques
Port d’Alger
Lambda+
5(11)
14(32)
46(24)
45(22)
23(11)
20
18(10)
34(7)
13(10)
47(21)
48(20)
8(29)
30
6(26)
4(28)
2(33)
43(23)
40(28)
40
1(32)
11(28)
10(29)
42(35)
50
39(22)
35(20)
12(25)
60
7(25)
38(14)
41(25)
37(35)
17(6)
70
9(26)
100
90
80
3(15)
110
120
15(27)
44(24)
36(21)
22(6) 16(8)
200
20(11)
33(3)
19(8)
21(8)
30(7)
0
25(3)
24(5)
26(5)
29(4)
22'(1)
21'(0)
31(0)
0
20
40
60
80
Delta+
500
3'(8)
Port de Bejaia
10
Lambda+
400
1(16)
2011(12)
2(15) 11'(19)
6'(26)
30
40
3(24) 5(19) 50 6(18)
9(23)
7(23) 8(28)
60
70
4(31)
80
90
6"(13) 10(30)
100
5"(13)
110
120
1"(11)
300
2"(12)
3"(8)
200
12(4)
100
4"(2)
0
50
60
70
Delta+
80
Port de Jijel
400
48(14)
(7) Au port de Jijel, l’ellipse est
très étirée et touche les deux
avec une forme proche de
l’horizontale. Les stations 48 et
53 se trouvent à la limite
inférieure de la zone de
confiance des 95 %.
20
300
44(17)
49(26)
40 41(25)
43(22)
50 60
50(18)
70
110
100
120
90 46(30)
80 51(20)
54(21)
30
53(37)
200
100
70
75
Delta+
80
500
3(15)
400
10
7(4)
Lambda+
(8) Pour le port de Djendjen,
mis à part la station 7 avec
seulement 4 espèces qui se
retrouve à gauche de l’ellipse et
à l’extérieur de la zone de
l’intervalle de confiance, les
autres stations sont positionnées
dans la partie centrale de
l’ellipse.
10
400
Lambda+
(5) L’ellipse du port d’Alger
présente une forme quasi
verticale et très serrée avec trois
situations très distinctes. (i) plus
de 80 % des stations sont
concentrées dans la partie
centrale de l’ellipse (figure 3.
32). (ii) Les stations 18 et 22
respectivement sur la limite et
légèrement à l’extérieur de la
bande de confiance des 95 %.
Seules 6 espèces sont récoltées à
la station 22. (iii) une série de
stations sont positionnées bien à
l’extérieur de la zone de
confiance, avec une valeur de ∆+
autour de 60. On retrouve dans
cette zone les stations 10, 19, 20,
23, 24, 25, 29. Il est utile de
souligner que l’ellipse du port
d’Alger occupe une zone très
étroite autour d’un ∆+ de 70 à 80.
Organisation de la macrofaune benthique
20
300
200
Port de Djendjen
6(19)14(31) 17(39)
14'(22)
30
10(19)
8(27)
40 33'(32)
12(10)
20(25)
50
28(31)
34'(22)
60
710'(24)
090
30(36)
18(34)
32(32)
1(10)
80
34(46)
27(40)
19(31)
100
33(49)
16(29)
13(15)
29(34)
120
31(28)
110
35(34)
23(14)
11(18)
22(25)
15(33)
25(32)
24(22)
1'(41)
2(8)
36(16)
38(5)4(16)
21(18)
37(12)
100
9(2)
0
50
55
60
65
70
75
80
Delta+
Figure 3.32. Représentations en ellipse de λ + en fonction de ∆+ dans les ports d’Alger, de Béjaia, de
Jijel et de Djendjen.
118
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
Ancien port de Skikda
500
10
Lambda+
400
20
300
2'(20)
30
3(7)
2(17)
40 503'(41) 4'(17)
4"(32)
603"(44)
70
2"(34)
100
90
4(10)
110
120
801"(23)
200
100
1(6
0
60
65
70
75
80
Delta+
7(5)
Port d’Annaba 6(10)
11(9)
8(4)
20 9(17)
17(12)
13(23)
10(13)
24(6)
30
C(22)
40
B(27)
50
6A
0(27)
70
80
90
100
28(12)
30(23)
110
22(18)
120
19(14)
21(16)
20(19)
23(19)
18(8)
25(12)
16(18)
29(13)
12(20)
14(5)
26(12)
15(7)
10
Lambda+
400
5(4)
200
0
1(1)
3(1)
4(1)
0
2(2)
20
40
60
80
Delta+
Figure 3.32 bis. Représentations en ellipse de λ + en fonction ∆+ de l’ancien port de Skikda et du port
d’Annaba.
(9) Dans l’ancien port de Skikda, la station 1 (6 espèces) se singularise et se positionne à l’extérieur de
la zone d’intervalle de confiance des 95 % complètement à droite de l’ellipse (figure 3.32 bis). Hormis
la station 3 (7 espèces) qui est proche de la limite de cette zone, les autres stations sont toutes
localisées dans la partie centre du graphe.
(10) Le port d’Annaba offre une image différente avec une ellipse orientée de manière oblique presque
à la verticale, avec trois stations à l’extérieure de la zone de confiance : la station 7 (5 espèces) en haut
de l’ellipse, la station 5 (4 espèces) à gauche de l’ellipse et la station 2, la plus oligospécifique (2
espèces seulement) en bas de l’ellipse dans la partie la plus à droite du graphe. La majorité des autres
stations est concentrée dans la partie centrale de l’ellipse et quelques stations se positionnent près de la
limite de la zone de confiance tout en restant à l’intérieur de celle-ci, notamment les stations 15, 6 et
19. La station 15 avec seulement 7 espèces se retrouve sur la bande de confiance.
119
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
Discussion
La capacité de la distinction taxonomique à détecter les incidences sur l'environnement est moins
évidente et moins claire que l’utilisation des indices classiques (Bevilacqua et al., 2008). Quelques
habitats peuvent avoir des valeurs naturellement plus basses de la distinction taxonomique moyenne
que d'autres, sans qu'ils ne soient perturbés (Warwick et Clarke 1998). Cependant, nos résultats
montrent que les peuplements macrobenthiques des substrats meubles de l’Algérie se structurent
taxonomiquement en trois catégories, les baies et les golfes, les ports de construction ancienne et
enfin les ports de construction nouvelle. Cette typologie peut supposer que cette structuration a un
rapport avec la qualité du milieu.
Le test de randomisation que nous avons effectué sur les différentes zones étudiées repose sur un
concept de base selon lequel la distance taxonomique moyenne AvTD d'une sous-liste (un
prélèvement) établie aléatoirement ne diffère pas de celle de la liste principale (liste faunistique
générale). La liste principale représente le seuil de prévision ou la valeur attendue pour un groupe
faunistique défini. Les valeurs inférieures à ce seuil sont considérées comme une perte de la diversité
biologique. Les graphiques en forme d'entonnoirs délimités par un intervalle de confiance à 95 % sont
une expression de cette variabilité entre la liste principale et les sous listes simulées par le PRIMER.
Les valeurs des échantillons réels qui sont représentées graphiquement à l'extérieur des intervalles
générés à partir des échantillons ainsi simulés sont considérées comme statistiquement significatives.
Les échantillons qui présentent des valeurs de la distinction taxonomique moyenne situées à
l’extérieur de l’entonnoir donc en dehors des seuils de prévision (Clarke et Warwick, 2001b) sont
localisées en milieux ouverts avec cinq stations au dessus des seuils de prévision (tableau A) : baie de
Bou Ismail (39, à l’extrémité Est de la baie de Bou Ismail à la limite avec la baie d’Alger et proche de
la zone des rejets et la station 17 qui est une station profonde en face de l’axe de la ville de Bou
Ismail), baie d’Alger (19, au milieu de la baie), golfe de Béjaia (2, au centre du golfe et proche de la
zone d’influence de l’oued Soumam, 10, à l’Est du golfe), golfe de Skikda (3, située directement sous
l’influence des eaux du cap à l’Est du golfe).
Tableau A : Comparaison des résultats des deux tests de randomisation (entonnoir et ellipse). Les
stations communes aux deux tests (représentées dans les deux tests en dehors des seuils de prévision)
sont en gras. Les stations en dessous des valeurs «attendues» sont en bleu.
Site
Prélèvements en dehors des seuils de prévision
Représentation en entonnoir
Représentation en ellipse
Golfe d’Oran
Golfe d’Arzew
Baie de Bou Ismail
Baie d’Alger
Golfe de Bejaia
Golfe de Skikda
Golfe d’Annaba
Port de Ghazaouet
Port d’Oran
Port d’Arzew
Port de Bethioua
Port d’Alger
Port de Bejaia
Port de Jijel
Port de Djendjen
Nouveau port de Skikda
Ancien port de Skikda
Port d’Annaba
A
60
14, 17, 28, 39, 42,
19, 53, 39, 47
2, 10
3 11”
5, 17
11, 19
2, 2’’, 18’, 19, 20, 23, 23’’, 29’, 30
14
3
9, 14, 18, 19, 20, 21, 24, 26, 30, 45, 46
7
53
18, 27, A.
19
2, 10
11’’, 7’’
10
5
1’, 3’, 9’, 18’, 19, 20, 22’, 22’’, 23’’, 29’, 30’
13’
7’
10, 18, 19, 20, 22, 23, 24, 25, 29
3’, 4’’, 12
53
7, 9
0
1
2, 5, 7
0
0
13
120
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
Le nombre de stations en dessous de la biodiversité « attendue » est plus important : golfe d’Oran (A),
baie de Bou Ismail (42, station du large, 14 la station la plus proche du port d’Oran), baie d’Alger (53,
à l’Est de la baie, 39, 47, ces deux stations sont directement sous l’influence des eaux du port d’Alger),
golfe de Skikda (11”), golfe d’Annaba (17, au centre du golfe sous l’influence de l’oued Seybouse, 5
dans la zone la plus à l’Est du golfe d’Annaba).
Tous les échantillons portuaires qui présentent une distinction taxonomique moyenne à l’extérieur de
l’entonnoir (intervalle de confiance de 95 %) sont toutes sous le seuil inférieur donc en dessous des
prévisions du test de randomisation : port de Ghazaouet (11 et 19 dans les deux zones les plus
confinées du port), port d’Oran (20 et 29’ 2, 19, 30, 18’, 2’’ et 23’’ toutes ces stations sont soit très
confinées au fonds de darses ou sous l’influence direct du grand collecteur d’Oran située juste à la
sortie du port), port d’Arzew (14 dans la zone avant port), port de Bethioua (3 proches de la passe Est),
port d’Alger (14, 45 et 46, 18, 24, 26, 9, 20, 21 et 30 situées toutes dans les zones les plus perturbées
du port d’Alger dans les bassins de l’Agha et de Mustapha à l’exception des stations 45 et 46 situées
dans la zone de transition entre la petite rade et le port d’Alger), port de Bejaia (7 sous l’influence du
rejet R7), port de Jijel (53 dans la zone avant port) et une seule station au port d’Annaba (13 dans le
bassin central du port).
Les graphiques à deux variables, avec enveloppe de probabilité à 95 %, montrent la variation de la
distinction taxonomique et la distinction taxonomique moyenne, à partir de la liste faunistique
générale des espèces et divers sous-ensembles aléatoires d’espèces représentés sous la forme d’ellipse.
Sur ces graphiques le nombre d’espèces est mis entre parenthèses. Les échantillons qui sont à
l’extérieur des ellipses ne correspondent pas aux prévisions et peuvent supposer que les conditions du
milieu sont inhabituelles dans ces stations (Clarke et Warwick, 2001b).
Selon Warwick & Clarke (2001) la seule utilisation de la diversité taxonomique moyenne n’est pas
une mesure fiable pour détecter les changements de la diversité en réponse à un stress. Pour ces
auteurs : « les changements de la composition d’un peuplement ou d’une communauté en réponse à
des perturbations anthropiques d’origines variées ne s’accompagnent pas nécessairement de
modifications de la diversité spécifique. Cependant, ces changements peuvent se faire ressentir à des
niveaux taxonomiques plus élevés, comme la proportion relative des différents phylums. La diversité
spécifique basée sur des critères de richesse et de régularité ne sera modifiée qu’à des niveaux de
perturbation élevés ».
Selon ces mêmes auteurs, en condition de stress certains taxons peuvent diminuer en faveur d’autres
sans que cette modification majeure en terme de biodiversité ne soit détectée par la mesure de la
diversité spécifique. Auparavant, Clarke et Warwick (1998) avaient démontré que la diversité
taxonomique diminuait dans les zones soumises à des pollutions variées.
Concernant la spécificité taxonomique, pour Barnay (2003) la structure phylogénique d’un assemblage
faunistique permet de mesurer les différences de diversité entre des assemblages faunistiques,
indétectables avec les simples indices de diversité spécifique. Barnay (2003) considère qu’un
assemblage comprenant un groupe d’espèces très proches sera moins diversifié qu’un autre
comprenant des espèces éloignées d’un point de vue phylogénique (Ex. Espèces appartenant à des
phylums différents). Warwick et Clarke (1995) ont introduit en écologie marine le concept de diversité
taxonomique ∆ comme une mesure du degré moyen du lien taxonomique entre les individus d’un
assemblage.
121
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
3.4. Distribution spatiale des densités
3.4.1. Classes de densités et variations globales (annexe 10)
La distribution de la densité totale par classes d’individus montre globalement la même allure aussi
bien dans les milieux portuaires que dans les milieux ouverts. Le traitement réalisé sur les deux types
de milieux en même temps confirme cette tendance (figure 3.33).
Cette évolution se caractérise par une augmentation progressive de la densité pour atteindre un
maximum aux classes de densités (/m²) suivantes :] 256-512], ] 512-1024] et ] 1024-2048] avec un
léger décalage vers la gauche pour les golfes alors que les deux valeurs maximales dans les ports sont
obtenus aux classes ] 512-1024] et ] 1024-2048].
51.49 % des fonds portuaires prospectés abritent une densité macrobenthique entre 512 et 1048
ind./m² alors que 80.28% des stations explorées en milieux ouverts présentent une densité
macrobenthique située dans l’intervalle ] 128-1024].
Le cumul des stations pour tous les sites étudiés montre la même tendance, soit 64.32 % des stations
abritent une densité situées respectivement dans les classes : ] 256-512], ] 512-1024] et ] 1024-2048].
En milieux ouverts, à partir de la classe ] 512-1024] on assiste à une diminution spectaculaire du
nombre de stations qui passe de 66 à 16 et au dela de la classe ] 1024-2048] aucune station n’est
représentée. Contrairement aux ports, où la baisse de la densité se fait progressivement ressentir, la
classe la plus élevée est celle de ] 8192-16384].
Cette densité est rencontrée pour deux stations du port de Bejaia, dont une en 1995 : PBJ9 (10904
ind./m²) et l’autre en 1998 : PBJ1 (10512 ind./m²). Dans ce port, la station PBJ8 (1995) est
responsable avec 1345 ind./m² de 25 % de la densité totale (5380 ind./m²). On retrouve également
dans cette classe une station du port de Bethioua : PB5 (1996) (8536 ind./m²) et une station de
l’ancien port de Skikda : APS2 (1998) (8324 ind./m²).
Global
140
Golfes
120
Ports
100
80
60
40
] 8192‐16384]
] 4096‐8192]
] 2048‐4096]
] 1024‐2048]
] 512‐1024]
Classes de densité
] 256‐512]
] 128‐256]
] 64‐128]
] 32‐64]
] 16‐32]
] 8‐16]
] 4‐8]
0
] 0‐4]
20
0
Nombre de prélèvements
160
Figure 3.33. Distribution des classes de densités (ind./m²) en fonction du nombre de prélèvements.
122
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
La station POR22 (1998) avec 1265 ind./m² fournit 25 % de la densité du port d’Oran (5060 ind./m²)
alors qu’en 2001, c’est la station POR 5 qui explique le même pourcentage (1655 ind./m² pour une
densité totale de 6620 ind./m²).
En 1998 les stations PBJ2 et PBJ3 avec respectivement 1723 ind./m² et 1821 ind./m² fournissent
également 25 % de la densité totale du port de Béjaia. Les stations KPB (1997) (1497 ind./m²),
APS3.97 (1523 ind./m²) et APS3 (1998) (1940 ind./m²) fournissent également le quart de la densité
totale.
Nombre de prélèvements
700
600
580
500
400
334
367
374
353
311
300
A
207
200
134
96
100
45
42
] 256512]
] 5121024]
20
4
0
] 0-1]
] 1-2]
] 2-4]
] 4-8]
] 8-16]
] 16-32] ] 32-64]
] 64] 128128]
256]
Abondance (ind / 0 25 m²)
] 1024- ] 20482048]
4096]
1000
Nombre de prélèvements
900
880
800
700
600
485
500
526
478
400
B
294
300
169
200
75
100
19
3
] 64-128]
] 128-256]
0
Nombre de prélèvements
] 0-1]
1500
] 1-2]
] 2-4]
] 4-8]
] 8-16]
] 16-32]
Abondance (ind./ 0.25 m²)
] 32-64]
1460
1250
1000
819
893
852
C
647
750
480
500
282
153
250
99
45
42
20
4
] 128256]
] 256512]
] 5121024]
] 10242048]
] 20484096]
0
] 0-1]
] 1-2]
] 2-4]
] 4-8]
] 8-16]
] 16-32]
] 32-64] ] 64-128]
Figure 3.34. Distribution de la densité (individus/0.25 m²) en fonction du nombre de prélèvements :
A : dans les ports, B : dans les golfes et les baies et C : Tous les milieux confondus.
123
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
3.4.2. Distribution de la densité par site
- Golfes et baies
La distribution spatiale de la densité dans les divers fonds de milieux ouverts étudiés appelle quelques
remarques importantes :
(i)
Apparemment, il n’existe aucune distribution ségrégative sur les différents sites étudiés,
vu que la densité se distribue de manière très aléatoire, sans répondre à un axe privilégié
(côte large ou Est Ouest par exemple). C’est une structure en patch (mosaïque) par
excellence qui est mise en évidence. En tout état de cause les oueds ne semblent pas être
le facteur le plus déterminant de la régulation de la densité et leur influence semble
également réduite (via les types sédimentaires). Ce type de schéma témoigne de la
présence de plusieurs facteurs dont l’action combinée ne permet pas l’établissement de
gradients de densité.
Des facteurs internes aux peuplements et aux populations macrozoobenthiques seraient
plus responsables de cette distribution. La sédimentologie pourrait également être un des
facteurs de cette distribution de la densité.
(ii)
Globalement, les niveaux de densités sont assez comparables entre les différents sites.
(iii)
Il est intéressant de noter que dans la majorité des cas, les zones proches des ports
présentent des niveaux de densités élevées : zone proche du port de Ghazaouet (10005000 individus), zones proches du port d’Oran, port d’Alger et du port de Bethioua
(1000-5000 et 200-500 individus), zone proche du port d’Arzew (1000-5000 et 500-1000
individus) ainsi que la zone proche du port d’Annaba (500-1000 individus).
(iv)
Le cas du golfe d’Annaba reste édifiant : la distribution spatiale de la densité dans ce golfe
rappelle quelque peu celle de la richesse spécifique. En effet, deux zones sont mises en
évidence, le secteur Est pauvre à très pauvre en individus même s’il ne démontre pas une
structure homogène et le secteur Ouest bien pourvu en individus (figure 3.35). Comme
pour la richesse spécifique, la densité dessine un axe allant du port, longe tout le golfe et
finit dans la partie Est du golfe avec un niveau de densité de 50-200 ind./m².
(v)
La majorité des surfaces sous les Caps est bien pourvue en individus, sauf dans le cas de
la baie d’Alger (figure 3.35).
124
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
Figure 3.35. Variation spatiale de la densité totale (individus/m²) de la macrofaune benthique des
substrats meubles des baies de Bou Ismail et d’Alger et du golfe d’Annaba.
125
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
Figure 3.36. Variation spatiale de la densité totale (individus/m²) de la macrofaune benthique des
substrats meubles des golfes de Ghazaouet, d’Oran et d’Arzew.
126
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
- Les ports
La distribution spatiale de la densité dans les ports étudiés confirme largement le schéma de
distribution de la richesse spécifique. La figure 3.37 montre une distribution en « mosaïque » de la
densité avec une absence totale d’un gradient. Toutes les classes de densités sont représentées. Dans le
cas du port d’Oran, nous enregistrons un déplacement interannuel (1995-1997-1998) des zones de
faibles et de fortes densités. Cette situation est très visible dans le bassin de Mostaganem entre 1995 et
1997 aux stations 8 à 12. En 1995, les fonds de ce compartiment du port sont caractérisés par des
densités appartenant aux classes 200-500, 500-1000 individus mais surtout 1000-5000 individus. En
1997, nous retrouvons sur les fonds du bassin de Mostaganem, une station azoïque (10), une station à
0-50 individus et des stations pauvres à relativement pauvres. Ce constat se vérifie en 1998 où on
enregistre une augmentation de la densité dans les différents compartiments du port d’Oran.
La station 23 est une autre illustration de cette évolution annuelle de la densité macrozoobenthique,
cette station qui était azoïque en 1995 héberge entre 200 et 500 individus en 1997 et entre 1000-5000
individus en 1998, suggérant une amélioration des conditions.
Figure 3.37. Variation spatio – temporelle de la densité totale (individus/m²) de la macrofaune
benthique des substrats meubles du port d’Oran.
127
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
Au port d’Alger, la distribution de la densité se fait sur le même modèle que la distribution de la
richesse spécifique. C'est-à-dire deux grands compartiments, d’un côté la petite rade d’Alger, le bassin
du vieux port et une partie du bassin de l’Agha avec des niveaux de densité élevés à très élevés (figure
3.37 bis). Plus de 75 % de la surface de ces zones présente des densités situées dans la classe de 10005000 individus.
Le deuxième compartiment est formé par le bassin Mustapha ainsi que la zone avant port où les
niveaux de densités sont faibles à très faibles. La seule station azoïque du port d’Alger est localisée
dans ce compartiment.
Figure 3.37 bis. Variation spatiale de la densité totale (individus/m²) de la macrofaune benthique des
substrats meubles du port d’Alger.
Le caractère linéaire du port d’Annaba est confirmé par la distribution spatiale de la densité (figure
3.38) avec une petite surface, dans la zone la plus confinée, caractérisée par des densités extrêmement
faibles (0-50 individus). Au fur et à mesure que l’on s’éloigne de cette zone de confinement les classes
de densités augmentent pour atteindre des maxima dans la zone avant port (stations A, B et C).
Figure 3.38. Variation spatiale de la densité totale (individus/m²) de la macrofaune benthique des
substrats meubles du port d’Annaba.
La distribution des densités aux différents compartiments des autres ports révèle deux catégories de
ports et de situations, des ports et des années avec des classes de densités dans les catégories très fortes
128
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
densités (>5000 individus) et fortes densités (1000-5000 individus). Dans certaines situations les
niveaux de densités sont relativement faibles. Quelques particularités sont mises en évidence :
(i)
La densité au port de Bethioua montre une forte variabilité d’une année à l’autre (figure
3.39). Dans les zones proches des deux passes d’entrée le niveau de densité très élevé qui
était en 1996 de (1000-5000 individus), voire de densité maximale (> 5000 individus) à la
station 5 diminue et passe à la classe 500-1000 individus sur la majeure partie du port en
1997. Cette densité chute en 1998 à des valeurs situées entre 200-500 individus, voire
entre 50-200 individus à la station 7.
(ii)
Globalement la densité au port d’Arzew reste stable, essentiellement située dans la classe
1000-5000 individus en 1996-1997 et dans la classe 500-1000 individus en 1998 (figure
3.39).
(iii)
Le port de Djendjen montre une situation très contrastée (figure 3.39), la partie interne du
port où sont retrouvées toutes les classes de densités distribuées en mosaïque avec
alternance de classes de 0-50, 200-500, 50-200 individus et 500-1000 individus. Les fonds
les plus proches de la passe d’entrée sont plutôt très bien pourvus en effectifs (1000-5000
individus). Complètement à l’extérieur du port, la partie proche de la centrale thermique
est pauvre en individus (0-50 individus) suggérant des conditions inappropriées à la
prolifération de la macrofaune benthique dans cette partie du golfe de Jijel
(iv)
Au port de Ghazaouet, les deux zones les plus confinées sont peu favorables à
l’installation d’un nombre élevé d’individus macrobenthiques, contrairement au reste des
fonds de ce port, soit 80 % de la surface qui héberge une densité située entre 1000 et 5000
individus.
(v)
Dans l’ancien port et le nouveau port de Skikda la situation est la même. Une distribution
en mosaïque des densités ; généralement de fortes densités et une forte variabilité inter
annuelle (figure 3.40).
129
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
Figure 3.39. Variation spatiale de la densité totale de la macrofaune benthique des substrats meubles
des ports, d’Arzew, de Bethioua, de Ghazaouet, de Djendjen, de Jijel et d’El Kala.
130
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
Figure 3.40. Variation spatiale de la densité totale de la macrofaune benthique des substrats meubles
du nouveau et de l’ancien port de Skikda ainsi que celle du port de Béjaia.
131
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
3.4.3. Contribution (%) des différents groupes zoologiques à la densité totale (annexe 11)
- Les baies et les golfes
La distribution de la densité le long de la côte algérienne dans les différentes baies et les différents
golfes étudiés (figure 3.41) appelle le constat suivant :
(i)
Le groupe zoologique le mieux représenté quantitativement est celui des polychètes qui
domine quasiment sur tous les sites et durant toutes les années d’échantillonnage. La
moyenne des densités des polychètes de toutes les situations étudiées entre 1995 et 2000
en milieux ouverts représente 52,16 %. Les valeurs les plus élevées sont enregistrées en
baie d’Alger (69,32 %), dans le golfe de Skikda en 1998 (64,7 %) et dans le golfe
d’Arzew en 1997 (62,1 %). Les plus faibles valeurs sont le fait du golfe de Béjaia 1998
(27,7 %) et du golfe d’Annaba en 1996 (39,7 %).
(ii)
La moyenne des densités de toutes les situations pour les groupes des crustacés et celui
des mollusques est sensiblement proche. Ces deux groupes représentent en moyenne,
respectivement 19, 32 % et 18,1% de la densité totale. La densité moyenne des divers est
de 10,41 %.
(iii)
Quantitativement, les crustacés et les mollusques s’alternent dans la seconde position, le
premier groupe occupe cette position dans 6 situations (golfe de Ghazaouet, golfe d’Oran,
Golfe d’Arzew 1997, la baie de Bou Ismail, golfe de Bejaia en 1996 et 1997). Les
mollusques viennent en seconde position dans 7 situations (golfe d’Arzew 1996, baie
d’Alger, golfe de Skikda en 1995, 1997 et en 1998 et au golfe d’Annaba en 1996 et 1998).
Au golfe de Bejaia en 1998 les mollusques sont leaders.
(iv)
La figure 3.41 révèle une certaine distribution régionale, en particulier pour le groupe des
mollusques dont l’importance est plus prononcée dans le secteur Est, notamment dans les
deux secteurs de Skikda et d’Annaba. A l’opposé les crustacés montrent de meilleures
dispositions quantitatives dans la partie la plus occidentale de la côte algérienne.
(v)
La proportion des espèces appartenant aux groupe des divers reste globalement faible mis
à part dans le golfe d’Annaba en 1996 et dans le golfe de Béjaia en 1998 où ils
représentent respectivement le 1/4 et le 1/5 de la densité totale des deux golfes en
question.
132
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
Figure 3.41. Contribution (%) des différents groupes zoologiques à la densité totale des peuplements macrobenthiques des substrats meubles des baies et des
golfes algériens.
133
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
- Les ports (figure 3.42)
(i)
Dans les ports algériens les deux groupes zoologiques les plus importants sont les polychètes
et les mollusques, ils représentent 51,55 % et 40, 25 % de la densité totale de la macrofaune
benthique portuaire de l’Algérie. La densité moyenne des crustacés reste faible (6,08 %) alors
que celle des espèces appartenant aux divers (2,1 %) est considérée comme marginale et sans
grande incidence sur les équilibres numériques des peuplements macrozoobenthiques des
substrats meubles des ports algériens.
(ii)
L’importance des mollusques est très marquée au port d’Oran, où ce groupe représente en
moyenne 67,92 % de la densité totale, et si l’on extrait l’année 2001 où le nombre de stations
échantillonnées est limité, cette densité moyenne atteint 78,1 %. Les maxima sont enregistrés
en 1996 et en 2000 avec 89,65 % et 88,95 %. Le port d’Alger enregistre également une très
forte proportion de mollusques, soit 86,08. Les ports de construction récente et ceux qui sont
les moins exposés à la pollution domestique montrent de faibles proportions des mollusques,
notamment au port de Djendjen (13,56 et 17,76 %), au port de Bethioua (12,15 et 20,05 %).
Les minima pour ce groupe sont enregistrés au port de Ghazaouet (6,63 %) mais surtout au
port d’El Kala (1,14 %), ce dernier est le plus petit des ports étudiés.
(iii)
C’est dans ces deux derniers ports que les maxima de densités moyennes sont enregistrés
pour les polychètes. Ce groupe contribue à 95,82 % de la densité totale du port d’El Kala et à
93,12 % de celle du port de Ghazaouet. Les polychètes qui représentent en moyenne pour
l’ensemble des ports étudiés 51,55 % de la densité totale et qui constituent le groupe
zoologique leader du point de vue quantitatif ne montrent pas de tendance régionale, en tout
cas dans les milieux portuaires algériens si ce n’est sa faible proportion au port d’Oran et au
port d’Alger et dans quelques situations des golfes de Skikda et de Bejaia.
(iv)
Les crustacés sont un groupe minoritaire dans les ports algériens ; les meilleurs niveaux de
représentation numérique de ce groupe sont obtenus au port d’Oran en 2001 où apparemment
le niveau de perturbation de ce port s’est sensiblement amélioré et où le nombre de stations
échantillonné reste faible par rapport aux années précédentes. Sur les cinq situations étudiées
au port d’Oran, la proportion des crustacés reste très faible (4,84 %). Au port de Bethioua la
densité moyenne se situe à 8,87 % et de 12,69 et 11,55 % en 1997 et 1998. Ce port qui
dispose de deux passes d’entrée est avec celui de Djendjen le moins perturbé des milieux
portuaires étudiés. Au port de Djendjen, nous enregistrons 9,87 % et 6,27 % (1997 et 1998),
soit une moyenne de 8,07 % de la densité moyenne des Crustacés.
(v)
Le groupe des divers reste numériquement très marginal. Son meilleur score est réalisé au
nouveau port de Skikda (9,61%). Ce groupe est absent des peuplements portuaires d’Oran en
1996 et en 2001 et sa moyenne pour l’ensemble des sites et des situations est de 2,11 %.
134
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
Figure 3.42. Contribution (%) des différents groupes zoologiques à la densité totale des peuplements macrobenthiques des substrats meubles des ports
algériens.
135
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
3.5. Contribution des différents groupes zoologiques à la biomasse totale (annexe 12)
- Baies et golfes (figure 3.43)
La distribution de la biomasse macrozoobenthique des substrats meubles des milieux ouverts algériens
permet de faire le constat suivant :
(i)
Contrairement à la distribution de la densité, pour la biomasse aucun groupe zoologique
ne semble être hégémonique ou même prépondérant. Une distribution sensiblement
équitable de la proportion moyenne des différents groupes à la biomasse totale aux
différents sites et durant les diverses situations est mise en évidence.
(ii)
Il y a lieu, cependant, de noter que le groupe le moins abondant présente la plus
importante biomasse moyenne. Ce sont effectivement les espèces classées « divers » qui
présentent la plus forte biomasse moyenne, soit 34,63 % de la biomasse totale ; Les
polychètes et les mollusques sont dans une proportion proche, soit 28,89 % et 23,22 %.
Alors que les crustacés sont de moindre importance en terme de biomasse, soit en
moyenne 14,96 %.
(iii)
Les maxima de biomasses moyennes des mollusques sont enregistrés en baie d’Alger et
dans le golfe de Skikda en 1995 avec 65 % et 62,53 %, en baie de Bou Ismail et au golfe
d’Arzew en 1997 avec 63,67 % et 61,92 %.
(iv)
Les minima de biomasses sont le fait des mollusques dans le golfe de Ghazaouet, dans le
golfe de Skikda en 1998 et le groupe des divers dans le golfe de Bejaia en 1996 avec une
biomasse moyenne inférieure à 3 %.
(v)
Aucune tendance régionale franche n’est mise en évidence pour la distribution de la
biomasse des différents groupes zoologiques le long de la côte algérienne. Toutefois, nous
enregistrons les plus fortes biomasses, globalement pour les polychètes à partir du golfe
de Skikda alors que les plus importantes valeurs pour les mollusques sont situées entre
Alger et Skikda, soit le centre Est de la côte algérienne. En moyenne, l’Ouest algérien
fournit plus de biomasse des groupes dits divers que le reste de la côte.
(vi)
Nous enregistrons une forte variabilité interannuelle de la biomasse pour les différents
groupes zoologiques.
136
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
Figure 3.43. Contribution (%) des différents groupes zoologiques à la biomasse totale des peuplements macrobenthiques des substrats meubles des baies et des
golfes algériens.
137
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
- Ports (figure 3.44)
(i)
Contrairement aux milieux ouverts, où l’on enregistre une distribution relativement
équitable de la biomasse entre les différents groupes zoologiques, dans les ports une
hiérarchie s’établit entre ces groupes. Cette hiérarchie rappelle celle de la densité dans ces
milieux confinés. En effet, les groupes des polychètes et des mollusques sont leaders avec
des biomasses représentant respectivement 41,31 et 36,85 %.
(ii)
La proportion des crustacés et celle des divers est sensiblement proche avec des moyennes
respectives de 11,85 et 9,97 %.
(iii)
Il semblerait qu’une légère tendance se dessine pour la distribution de la biomasse des
mollusques qui est plus importante dans le secteur occidental et centre de la côte
algérienne. Les maxima sont enregistrés au port de Bejaia, notamment en 1995 (68,24 %),
au port de Bethioua en 1998 (68,33 %) et au port d’Oran en 1996 (62 %). Aucune
tendance ne se dessine concernant les polychètes qui atteignent leurs meilleurs niveaux de
biomasse au port de Ghazaouet (90 %) et au port d’El Kala (75,39 %) situées aux
extrémités Ouest et Est de la côte algérienne.
Globalement, la contribution des polychètes à la biomasse totale des fonds portuaires
étudiés présente des valeurs sensiblement proches, sauf au port d’Arzew en 1998 (3,27
%), au port d’Alger (12,94 %) et au port d’Oran en 1996 (13,99 %).
(iv)
Il semblerait qu’une légère tendance se dessine pour la distribution de la biomasse des
mollusques qui est plus importante dans le secteur occidental et centre de la côte
algérienne. Les maxima sont enregistrés au port de Bejaia, notamment en 1995 (68,24 %),
au port de Bethioua en 1998 (68,33 %) et au port d’Oran en 1996 (62 %). Aucune
tendance ne se dessine concernant les polychètes qui atteignent leurs meilleurs niveaux de
biomasse au port de Ghazaouet (90 %) et au port d’El Kala (75,39 %) situées aux
extrémités Ouest et Est de la côte algérienne.
(v)
La biomasse des crustacés est faible, voire très faible sur plusieurs sites ; les minima sont
enregistrés au port de Ghazaouet, au port d’Oran en 1998, au port de Bejaia en 1995 et
1997, au nouveau port de Skikda en 1997 et au port d’Annaba en 1996 où la participation
des crustacés à la biomasse totale est inférieure à 1 %, ce qui est très marginal. La
situation du port d’Arzew en 1998 est exceptionnelle puisque les crustacés fournissent
95,8 % de la biomasse macrozoobenthique totale des substrats meubles de ce port.
(vi)
Les biomasses des divers les plus importantes sont toutes mesurées dans le secteur Est de
la côte algérienne, notamment au nouveau port de Skikda durant les deux années
d’échantillonnage (1997 et 1998) avec des valeurs de 34,19 et 43,75 % et au port
d’Annaba en 1996 avec 39,94 %. En 1998. La biomasse des divers a constitué 34,5% de la
biomasse totale du port de Djendjen.
138
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
Figure 3.44. Contribution (%) des différents groupes zoologiques à la biomasse totale des peuplements macrobenthiques des substrats meubles des ports
algériens.
139
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
3.6. Les espèces remarquables
3.6.1. Principales espèces
La hiérarchisation des principales espèces portuaires renseigne sur la place et l’importance dans la
structuration générale du peuplement benthique de ces milieux confinés, notamment du rôle des
espèces dites leaders dans le peuplement et leur influence sur le fonctionnement global de celui-ci.
L’approche spatiale de cette hiérarchisation fournit de précieuses informations sur le stocks des
espèces structurantes et de potentiels similitudes ou/et dissimilitudes.
La classification des espèces en fonction de leur fréquence permet de mieux situer le degré
d’attachement des espèces aux conditions du milieu, en particulier aux conditions de perturbation
(pollution) quand il s’agit des enceintes portuaires, soit aux autres facteurs structurants, notamment en
milieux ouverts (sédiment, MES, MO, agitation…).
Divers travaux ont montré que la perturbation du milieu peut être un facteur important de la
structuration des communautés marines benthiques des substrats meubles (Johnson, 1970; Dauer et
Simon, 1976; Woodin, 1976, 1978, 1981; Eckman, 1979, 1983; Eckman et al., 1981; Thistle, 1981;
Probert, 1984; Hall et al., 1991 ; Thrush, 1988; Thrush et al., 1992; Hall et al., 1993 ; Johnson, 1970;
Thrush, 1986; Hall et al., 1993) ; en particulier en modifiant le sédiments par la macrofaune (Reise,
1983a; Woodin, 1985; Brey, 1991; Hall et al., 1991). Les travaux de Levin (1984), Günther (1992),
Ragnarsson (1996) ont démontré que la perturbation du milieu peut aussi bien affecter le mode que le
taux de colonisation par la faune des invertébrés.
En outre les conclusions de Whitlatch et Zajac (1985) concernant les interactions biotiques entre les
espèces opportunistes montrent l’importance de ces interactions dans le contrôle des successions
dynamiques. Ces auteurs démontrent également que le type des interactions dépend des espèces
présentes, de leur densité et des conditions du milieu.
Les organismes aquatiques vivant dans les zones urbaines côtières sont exposées à une variété de
contaminants toxiques et persistants (Levin et al., 2001; Wiegner et al., 2003). Des études portant sur
la bioaccumulation et la toxicité des contaminants ultérieures ont souvent mis l'accent sur un seul
polluant (Pechenik et al., 2001) alors que les interactions entre polluants sont avérées, comme les
interactions métal-métal qui peuvent générer des antagonismes, des synergies, ou des effets noninteractifs à la fois sur la bioaccumulation et sur la toxicité (Otitoloju, 2002) et doivent être
considérées.
Six espèces fournissent 58,21 % des individus récoltés dans les ports étudiés (annexe 8). Il s’agit dans
l’ordre d’importance décroissant de Corbula gibba, Chaetozone setoza, Capitella capitata,
Cirriformia tentaculata, Heteromastus filiformis, Abra alba et Lumbrineris latreilli. Les quatre
premières fournissent la moitié du stock des individus portuaires de l’Algérie. Nous nous intéresserons
plus particulièrement donc à ces sept espèces.
Nous donnerons à titre indicatif le classement des espèces dans les baies et les golfes (tableau 3.13)
mais nous focaliserons notre attention sur les espèces les plus caractéristiques des ports algériens
(tableau 3.14).
140
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
Tableau 3.13. Classement des espèces en fonction de leur fréquence (golfes – baies) (annexe 7).
Espèces constantes
Espèces
Espèces très communes
Ghz
Ora
Ar1
Espèces communes
Ar2
Bis
Alg
Bej
Espèces rares
Ski1
Ski2
Ski3
Ann
Kal
Capitella capitata
Chaetozone setosa
Heteromastus filiformis
Ampelisca massiliensis
Ampelisca jaffaensis
Eunice vittata
Nuculana fragilis
Ampelisca spinifer
Processa canaliculata
Apseudes latreilli
Glycera convoluta
Cirriformia tentaculata
Apseudes spinosus
Chaetozone setosa
Sternapsis scutata
Lumbrineris latreilli
Nephtys caeca
Goneplax rhomboides
Paralacydonia paradoxa
Aphelochaeta marioni
Ampelisca typica
Nucula nucleus
Glycera lapidum
Ampharete grubei
Amphiura chiajei
Monticella heterochaeta
Apseudes spinosus
Ampelisca bervicornis
Therapseudes echinatus
Ampelisca ledoyeri
Nephthys caeca
Corbula gibba
Glycera capitata
Amphicteis gunneri
Nephtys hombergii
Nucula sulcata
Tellina pulchata
Abra alba
Eunucula tenuis
Orbinia latreillii
Aglaophamus agilis
Ditrupa arietina
Loripes lacteus
Neanthes succinea
Chrysopetalum debile
Nereis diversicolor
Nucla pella
Ghz : golfe de Ghazaouet ; Ora : golfe d’Oran; Ar1: golfe d’Arzew 1997; Ar2: golfe d’Arzew 1998; Bis : baie de Bou Ismal;
Alg : baie d’Alger; Bej : golfe de Bejaia 1996 ; Ski1 : golfe de Skikda 1995 ; Ski2 : golfe de Skikda 1997 ; Ski3 : golfe de
Skikda 1998 ; Ann: golfe d’Annaba 1996; Kal: large d’El Kala.
141
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
Tableau 3.14. Classement des espèces en fonction de leur fréquence (ports).
Espèces constantes
Espéces
Capitella capitata
Corbula gibba
Cirriformia tentaculata
Neanthes caudata
Pseudopolydora antennata
Abra alba
Heteromastus filiformis
Chaetozone setosa
Aphelochaeta marioni
Lumbrineris latreilli
Parvicardium exigum
Paphia (Tapes) aureus
Eunice vittata
Pseudolirius kroyerri
Glycera capitata
Iphinoë tenella
Loripes lacteus
Aonides oxycephala
Capitomastus minimus
Glycera convoluta
Acanthocardia echinata
Prionospio malmgreni
Hinia incrassata
Eunice vittata
Gnathia maxillaris
Phyllodoce lineata
Mediomastus sp.
Tellina pulchella
Aspidosiphon mülleri
Amphicteis gunneri
Dosinia lupinus
Ampharete grubei
Phtisica marina
Nephtys caeca
Nephtys agilis
Lumbrineris impatiens
Aricia latreilli
Drilonereis filum
Cirratulus cirratus
Glycera lapidum
Phoronis mülleri
Pseudolirius kroyeri
Dentalium dentale
Aricidea mediterranea
Lumbrineris gracilis
Hyalinoecia brementi
Pectinaria Koreni
Apseudes spinosus
Espèces très communes
1
2
3
4
5
6
7
Espèces communes
8
9
Espèces rares
10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22
Clymene oerstedii
1–Alger, 2-Annaba 1996, 3-Annaba 1998, 4- Oran 1995, 5-Oran 1996, 6- Oran 1996, 7-Oran 1998, 8-Oran 2000, 9-Oran
2001, 10- Arzew 1996, 11-Arzew 1997, 12- Bejaia 1995, 13-Bejaia 1997, 14- Bejaia 1998, 15- Bethioua 1996, 16- Bethioua
1997, 17-Jijel, 18-Djendjen, 19- APSkikda 1995, 20-AP Skikda 1998, 21- NP Skikda 1995, 22- NP Skikda 1998.
142
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
Tableau 3.14 (suite). Classement des espèces en fonction de leur fréquence (ports).
Espèces constantes
Espéces
Nucula sulcata
Aglanophalus agilis
Amage adspersa
Aedicira mediterranea
Euclymene oerstedii
Nucula nucleus
Philine aperta
Magelona papillicornis
Spiophanes kroyeri
Drilonereis filum
Ophiura albida
Polydora ciliata
Hinia mamillata
Nucula sulcata
Iphinoë serrata
Venerupis pullastra
Eunice vitatta
Paradonis lyra
Phtisica marina
Chone duneri
Prionospio malmgreni
Phyllodoce loneata
Veretillium cynomorium
Parvicardium minimum
Dentalium vulgare
Pseudoleicapitella fauveli
Scletoma impatiens
Ophelia bicornis
Iphinoë serrata
Spisula subtruncata
Monticellina heterochaeta
Philine aperta
Dentalium rubescens
Chone filicaudata
Starnaspis scutata
Goniada eremita
Terebellides stroemi
Lanice conchilega
Glossobalanus minitus
Tellina compressa
Paraonis paucibranchiata
Dexamine spinosa
Espèces très communes
1
Espèces communes
2
3
17
18
Espèces rares
19
20
21
22
1 –Alger, 2-Annaba 1996, 3-Annaba 1998, 4- Oran 1995, 5-Oran 1996, 6- Oran 1996, 7-Oran 1998, 8-Oran 2000, 9-Oran
2001, 10- Arzew 1996, 11-Arzew 1997, 12- Bejaia 1995, 13-Bejaia 1997, 14- Bejaia 1998, 15- Bethioua 1996, 16- Bethioua
1997, 17-Jijel, 18-Djendjen, 19- APSkikda 1995, 20-AP Skikda 1998, 21- NP Skikda 1995, 22- NP Skikda 1998.
143
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
3.6.2. Espèces caractéristiques des ports algériens
3.6.2.1. Capitella capitata (Fabricius, 1780)
Divers travaux ont mis en évidence que les paramètres basiques du cycle de vie de Capitella capitata
présentent une forte variabilité, notamment en fonction des conditions du milieu Mendez et Romero
(2008), Tsutsumi et al. (1990), Lardicci et Ceccherelli (1994), Grassle et Grassle (1976), Grassle
(1984), Whitlatch et Zajac (1985), Martın (1991), Warren (1976).
Capitella capitata vit entre 0 et 50 m de profondeur en Méditerranée (Fredj et al., 2002). Cette espèce
occupe les fonds de vase et les fonds sableux à sédiment hétérogène, vase sableuse et vase fétide.
Opportuniste de premier ordre indicatrice de pollution chimique, organique, minérale, thermique et
biologique (Elkaim, 1987); elle se présente seule au niveau de certains secteurs à intense activité
bactérienne, montre une forte résistance aux conditions extrêmes et supporte de faibles concentrations
en oxygène (Pearson et Rosenberg, 1978).
Le caractère cosmopolite du polychète Capitella capitata classé par Fauchald et Jumars (1979)
déposivore a été largement démontré (Tsutsumi, 1987, 1990; Chesney et Tenore, 1985 ; Warren, 1976;
Pechenik et al., 2001 ; Mendez et Romero, 2008) aussi bien dans les milieux très salés que dans les
milieux stressés par la contamination chimique. Cette espèce est à ce titre considérée comme un
excellent indicateur de l’impact des activités anthropiques dans l’écosystème marin côtier (Bellan,
1967), y compris pour la pollution métallique (Levin et al., 1996; Selck et Forbes, 2004).
Capitella capitata est considérée comme espèce opportuniste et indicatrice de pollution organique
(Picard, 1965; Bellan, 1967; Bellan et Bellan-Santini, 1972; Pearson et Rosenberg, 1978; Bellan et al.,
1985; Grimes, 1998, 2004). Le caractère opportuniste de cette espèce se manifeste par sa capacité à
multiplier ses densités dans les milieux chargés en matière organique (Posey et al., 1995; Sarda et al.,
1996).
C’est une espèce à recrutement continu et dont la longévité est inversement proportionnelle à la vitesse
de croissance (Mendez et Romero, 2008). Selon ces auteurs, Capitela capitata a la capacité
d’exploiter les ressources alimentaires disponibles indépendamment du moment de leur accumulation.
Les populations de cette espèce montrent également une augmentation rapide de l’abondance et de la
taille des individus due à l’augmentation du recrutement des larves et des adultes. Cela peut entraîner
une augmentation des densités des individus ainsi que des changements dans la composition des
assemblages, au profit des espèces comme Capitella capitata qui présentent des aptitudes à exploiter
rapidement les ressources alimentaires disponibles.
Magni et al. (2008) ont démontré que Capitella capitata résiste à des conditions limites d’anoxie.
Selon ces auteurs, les annélides et les bivalves présentent souvent un métabolisme qui leur permet des
adaptations pour faire face à des conditions d’hypoxie (Jahn et al., 1997; Laudien et al., 2002; Janas et
al., 2004). Le polychète déposivore Capitella capitata est l’une des espèces les mieux adaptées à ces
conditions (Chareonpanich et al., 1994; Forbes et al., 1994 ; Posey et al., 1995; Sarda et al., 1996).
Divers travaux ont démontré la capacité de C. Capitata à se développer, croître et se reproduire
normalement dans les sédiments enrichis en matières organiques. D’après Tsutsumi et al. (2001) ceci
est une preuve de la présence d’un mécanisme d’alimentation chimiosynthétique chez cette espèce. Sa
rapide croissance est liée à ses capacités à tolérer de fortes fluctuations naturelles de salinités mais
aussi de s’adapter au stress lié aux activités anthropiques (contamination chimique) (Tsutsumi, 1990;
Pechenik et al., 2001), cela confère à Capitella capitata la capacité d’être un révélateur de l’impact des
polluants, y compris métalliques sur l’écosystème côtier (Levin et al., 1996).
De nombreux travaux ont démontré la capacité des populations de Capitella capitata à coloniser
rapidement des milieux azoïques, de s’y reproduire très rapidement, d’atteindre des niveaux de
densités importants pour amorcer un déclin rapide de la population par la suite (Grassle et Grassle,
1974; Rosenberg, 1976; McCall, 1977; Pearson et Rosenberg, 1978; Kikuchi, 1979; Gray, 1981;
Tsutsumi et Kikuchi, 1984).
144
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
Capitella capitata est l’espèce la plus fréquente des fonds portuaires, elle est rencontrée dans 84,51 %
des échantillons réalisés (fig. 3.45). C. capitata se positionne par sa fréquence d’apparition dans les
trois premières positions quasiment dans tous les ports prospectés entre 1995 et 2001. Capitella
capitata est associée à 95 % des cas aux fonds de vases, notamment les plus confinés d’entre eux.
Ports
Golfes
Global
Prionospio malmgreni
Nephtys caeca
Lumbrineris latreilli
Heteromastus filiformis
Glycera lapidum
Glycera convoluta
Eunice vittata
Corbula gibba
Cirriformia tentaculata
Chaetozone setosa
Capitella capitata
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
Fréquence (%)
Figure 3.45. Fréquence des principales espèces par type de milieux
Dans les milieux ouverts Capitella capitata apparaît avec une fréquence de 40,49 %, soit un
prélèvement sur deux. Sur l’ensemble des sites et des stations prospectées C. capitata est présente
dans 65.34 % des prélèvements réalisés indépendamment du type de milieu et de l’année
d’échantillonnage.
En terme d’abondance, C. capitata occupe la troisième position dans les ports échantillonnés, soit un
nombre total d’individus de 12220 individus (10,05 % du nombre total d’individus récoltés dans les
ports et une moyenne portuaire de 32,41 individus /0,25 m²) (figure 3.46).
Nephtys caeca
Monticellina heterochaeta
Ports
Lumbrineris latreilli
Golfes
Globale
Eunice vittata
Corbula gibba
Cirriformia tentaculata
Chaetozone setosa
Capitella capitata
0
5000
10000
15000
20000
25000
30000
Densité (individus/m²)
Figure 3.46. Densités comparées des principales espèces par type de milieux.
La densité de C. capitata au port de Ghazaouet est faible (figure 3.47), elle atteint un maximum au
centre du port (96 ind./m² dans la station 13). Au port d’Oran, la densité est très élevée au niveau des
zones de rejets confinées avec un pic de 4832 ind./m² en 1998 (bassin de Skikda), on note une
augmentation de 1995 à 1998 et une diminution de la densité de C. capitata à l’Est du port d’Arzew
avec un maximum en 1998 de 460 ind./m².
145
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
Figure 3.47. Abondance totale de Capitella capitata aux différents ports.
Figure 3.48. Densité moyenne (ind./0,25m²) de Capitella capitata aux différents ports.
La densité de C. capitata au port pétrolier de Bethioua est faible. Elle montre des variations sans
aucune cohérence spatiale entre 1996 et 1998. L’espèce est présente dans tout le port d’Alger avec de
fortes abondances dans le bassin du vieux port et sur les fonds de la petite rade. Elle est signalée avec
une densité plus importante à l’Est du port de Béjaia avec des pics à proximité des zones de rejets en
1995. En 1998, elle augmente dans l’avant port (160 ind./m²).
146
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
La densité de C. capitata est élevée au centre de l’ancien port de Skikda, près des zones de rejets,
avec l’augmentation du nombre d’individus entre 1995 et 1998. L’espèce montre une distribution en
mosaïque au nouveau port de Skikda, avec une augmentation entre 1995 et 1998.
C. capitata est une espèce indicatrice de pollution d’ordre 1 ; elle abonde dans les milieux anthropisés
et résiste aux conditions extrêmes (Bellan, 1993). Sa présence au port d’Oran où elle atteint une
valeur maximale dans le bassin de Skikda confirme la très forte pollution dans ce bassin car selon
Pères et Picard (1964) c’est une espèce indicatrice d’un sédiment trés pollué.
Pearson et Rosenberg (1978) affirment que c’est une espèce qui supporte de faibles concentrations en
oxygène, d’où sa présence dans les milieux confinés comme à l’Ouest du port d’Annaba. Signalée
dans la vase fétide (Bellan, 1964), substrat représentatif du port d’Alger où l’espèce est abondante
dans tout le port preuve d’une importante charge polluante.
Son abondance au port d’Arzew signifie que le milieu est riche en matière organique, car c’est un port
à faible hydrodynamisme qui ne permet pas un brassage important des eaux.
3.6.2.2. Corbula gibba (Olivi, 1792) est un indicateur d’instabilité sédimentaire (Pérès et Picard,
1964 ; Solis-Weiss et al., 2004), de milieux instables (Orel et al., 1987; Elias, 1992; Aleffi et Bettoso,
2000) et de milieux enrichis en matières organiques et dans des conditions d’anoxie (Crema et al.,
1991 ; Diaz et Rosenberg, 1995 ; Occhipinti-Ambrogi et al., 2005)
C. gibba vit dans les sédiments fins envasés et dans les vases organiques (Breton et al. 2005),
notamment dans les milieux portuaires confinés. Picard (1965) la signale dans un sédiment enrichi en
matière organique. Fredj et al. (2002) relève la capacité de cette espèce à occuper des profondeurs
relativement importantes et la signalent entre 0 à 1000 m. C. gibba atteint en général une longueur
totale de 9 mm (Pla Masia, 2006). Cette espèce est classée suspensivore (Jensen, 1988), omnivore (Pla
Masia, 2006).
C. gibba résiste à l’hypoxie, tolère la large variation des facteurs abiotiques ; c’est une bio- indicatrice
de pollution, de turbidité et de faible taux d’oxygène dans la communauté benthique (Rebzani-Zahaf,
2003). Yonge (1946), Salen-Picard (1981), Diaz et Rosenberg (1995) ont mis en relation les fortes
biomasses de Corbula gibba et ses faibles abondances avec les adaptations fonctionnelles au taux de
sédimentation élevé.
Le suivi (1975, 1981, 1994) de la macrofaune benthique de la baie de Muggia, très industrialisée,
notamment sous l’influence du port industriel de Trieste, révèle la prépondérance de Corbula gibba
(39.5%) et de Pectinaria koreni (9%) (Solis-Weiss et al., 2004). Selon ces auteurs C. gibba est un bon
indicateur biologique des zones à forte instabilité (en particulier de l’instabilité sédimentaire). C. gibba
serait caractéristique des zones à niveau de pollution intermédiaire. Elle est considérée comme espèce
opportuniste et indicatrice de pollution organique (Picard, 1965; Bellan, 1967; Bellan & BellanSantini, 1972; Pearson & Rosenberg, 1978; Bellan et al., 1985; Grimes, 2004).Solis-Weiss et al.
(2004) rappellent que C. gibba n’est pas rencontrée dans des milieux stables, propres ou en milieu très
pollué.
Corbula gibba est signalée dans les fonds confinés du port de Ceuta caractérisé par de fortes charges
en matières organiques et en métaux lourds (Guerra-Garci et Garcia-Gomez, 2004). Cette espèce est
traditionnellement associée à la matière organique (Estacio, pers. comm. in Guerra-Garci et GarciaGomez, 2004). Rodrıguez et Vieitez (1992) ont trouvé cette espèce parmi des communautés à Venus
gallina associée à des fonds de sable avec de très faibles charges de matières organiques. Pruvot et al.
(2000) ont montré la présence de Corbula gibba dans les sédiments du port de Dunkerque caractérisés
par un faciès particulier de la communauté à Abra alba, espèce que C. gibba tend à remplacer. C’est
pour cela que Corbula gibba a été classée par Breton et al. (2005), dans le groupe III de Glémarec (qui
ne prenait pas ce taxon en compte).
147
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
Breton et al. (2005) souligne l’omniprésence de Corbula gibba dans les bassins à flot anciens, elle
peut atteindre des densités importantes, jusqu’à 633 ind./m². Pruvot et al. (2000) signalent également
la présence de ce bivalve dans le port de Dunkerque (jusqu’à 1090 ind./m²) avec un gradient de densité
croissant avec le confinement, et ne semble affectée ni par les fortes teneurs en contaminants, ni par
les apports d’eau douce (Breton et al., 2005).
Breton et al. (2005) pensent, comme Pruvot et al. (2000), que dans le port Est de Dunkerque, la
biocénose des sédiments fins envasés à vases organiques des milieux portuaires confinés comme un
faciès à Corbula gibba de la communauté à Abra alba. Corbula gibba est la seconde espèce la plus
fréquente dans les ports algériens (79,35 %), elle vient derrière Capitella capitata. C. Gibba est donc
présente dans plus de 3 prélèvements portuaires sur quatre. Par contre, cette espèce n’est présente que
dans le tier des prélèvements réalisés en milieux ouverts (29,93 %). Sur l’ensemble des prélèvements
confondus, C. gibba est rencontrée dans 57,82 % des prélèvements.
En terme d’abondance, C. gibba est incontestablement la première espèce des milieux portuaires
algériens (figure 3.49). Elle est caractéristique des fonds de vases, putrides et chargés de matières
organiques. Avec 26264 individus, C. gibba représente 21,62 % du nombre total d’individus récoltés
dans les ports et une moyenne de 69,66 individus /0,25 m² (figure 3.50). Cette espèce montre une
distribution en mosaïque dans le port de Ghazaouet en 1999 avec un maximum dans les zones
confinées et au niveau de la passe centrale. Au port d’Oran, la densité est élevée dans les bassins de
Mostaganem et de Ghazaouet en 1995, en 1997 ; et 1998 les individus ne sont présents que dans le
bassin de Skikda. Dans le port d’Arzew, en 1996 la densité de l’espèce est élevée à l’Est du port,
localisée dans les zones confinées en 1997, avec une diminution de la densité entre 1996 et 1998.
Concernant le port de Bethioua, en 1996, la densité diminue d’Ouest en Est et du Nord au Sud avec
une diminution de la densité en 1997.
Figure 3.49. Abondance totale de Corbula gibba aux différents ports.
148
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
Figure 3.50. Densité moyenne (ind./0,25 m²) de Corbula gibba aux différents ports.
La répartition de l’espèce au port d’Alger est homogène, avec une densité maximale dans les zones
confinées dans les bassins du vieux port et celui de l’Agha. La densité de l’espèce au port de Béjaia est
très élevée et atteint 8864 ind/m² à la station 9 en 1995 ; elle diminue en 1997 pour augmenter sur
certaines stations en 1998 (stations 2,3, 6 et 11).
Concernant le port de Djendjen, la répartition est en mosaïque en 1997, avec une augmentation de la
densité dans les fonds confinés en1998 et une diminution dans les zones exposées aux eaux du golfe
de Jijel. Au centre de l’ancien port de Skikda la densité de C. gibba est élevée en 1997, avec une
augmentation entre 1995 et 1997 ; au nouveau Port de Skikda, la répartition de l’espèce est en
mosaïque avec une augmentation de la densité entre 1995 et 1998.
Concernant le port d’Annaba, la répartition de C. gibba est hétérogène, localisée surtout à l’Est et au
Centre du port en 1996 avec un maximum de 432 ind/m² (station 18). La densité augmente à l’Est du
golfe de Ghazaouet (Ville de Ghazaouet) de la côte vers le large ; à l’Ouest elle est stable à 4 ind/m².
C. gibba montre une distribution en mosaïque au golfe de Béjaia avec une diminution en 1997 (de
112 à 4 ind/m²/ station BA) et une augmentation au centre du golfe en 1998 (de 68 à 108 ind/m²/
station 3). Dans le port de Ghazaouet la distribution reflète les caractéristiques de Corbula gibba
signalée comme indicatrice de pollution, qui préfère les milieux portuaires confinés, riches en matière
organique (Diaz et Rosenberg, 1995).
La distribution de cette espèce dépend des apports domestiques riches en matières organiques
ramenées par l’Oued, charriés par les courants pour alimenter les bassins confinés du port. Concernant
les années 1997 et 1998 dans le port d’Oran, cette espèce est absente dans les bassins les plus confinés
à cause de la concentration très élevée des polluants ainsi qu’un envasement qui cause la disparition de
l’espèce. Elle s’installe surtout dans le bassin le plus abrité du port d’Arzew en 1996. La diminution de
la densité en 1997 peut être liée aux rejets d’hydrocarbures dans ce port pétrolier. A Alger, sa
répartition reflète les caractéristiques de l’espèce qui se développe bien dans les milieux portuaires
confinés.
La densité élevée enregistrée dans la station 9 du port de Béjaia peut être due à la position de cette
station située dans le dernier bassin devant la passe Abdelkader qui reçoit un flux important des
149
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
polluants des autres bassins. La diminution signalée en 1997 est causée par un brassage des courants,
ou bien une contamination par les hydrocarbures ou alors les opérations de dragage qui ont tendance à
faire diminuer temporairement une grande partie de matière organique. La distribution de cette espèce
au port de Djendjen montre sa préférence pour les zones de confinement. Dans les deux ports de
Skikda, l’augmentation de la densité de cette espèce est causée par la charge croissante des matières
organiques.
L’absence de Corbula gibba du bassin Ouest du port d’Annaba peut être due à la forte concentration
des polluants puisque on remarque un grand nombre de rejets par rapport aux bassins centre et Est qui
sont aérés et plus large. La faible densité de Corbula gibba dans le golfe de Ghazaouet est causée par
la faible teneur en matières organiques, sachant que cette espèce est signalée dans un sédiment à vase
organique (Picard, 1965). Sa présence à l’Est de la baie de Bou Ismail peut être due aux rejets de
l’oued Mazafran et à l’Est, du fait de quelques rejets industriels. La variation spatio-temporelle de la
densité au port de Béjaia, notamment à la station BA située à proximité de l’embouchure de l’oued
Soummam, est probablement liée à un brassage par les courants durant cette période qui éloigne la
pollution ainsi que la matière organique nécessaire pour le développement de cette espèce ; l’oued
Djemaa serait responsable de l’augmentation de la densité à la station 3.
3.6.2.3. Heteromastus filiformis (Claparède, 1864) est rencontrée dans 46,20 % des fonds
prospectés et fournit seulement 3,85 % de l’abondance totale des espèces portuaires. Cet herbivore ou
déposivore de subsurface (Costello et al., 2001) est très fréquent dans les milieux enrichis en matières
organiques (Carvalho et al., 2005) soluble ou particulaire (Pearson et Rosenberg, 1978) ; elle occupe
aussi des fonds meubles sans restriction de type d’habitats (Carvalho et al., 2005). Heteromastus
filiformis est également considérée comme opportuniste (Pearson et Rosenberg, 1978). Selon Fredj et
al. (2002), elle présente une large répartition écologique ; elle se rencontre dans la zone intertidale,
entre 0 et 100 m de profondeur et atteint des valeurs maximales dans les zones à faible
hydrodynamisme. Heteromastus filiformis est une espèce qui préfère les sédiments fins à forte teneur
en boue (sable vaseux), avec une forte présence (20%) dans les sédiments avec une médiane de la
taille des grains comprise entre 100 et 200 μm (Dauvin et al .2001).
H. filiformis présente de faibles densités au port d’Oran, où sa valeur maximale atteint 96 ind./m² en
1997 dans la zone confinée. Cette espèce est rencontrée dans tous les compartiments du port d’Arzew,
sa densité déjà élevée dans les zones confinées augmente entre 1996 et 1997 pour diminuer en 1998.
Présente dans le bassin du vieux port et la petite rade du port d’Alger avec de faibles densités (4-36
ind./m²), elle préfère l’avant port de Béjaia (92 ind/m²) où on note une légère régression entre 1995 et
1997.
On enregistre une forte densité de l’espèce dans les zones confinées du port de Djendjen (4722 ind./m²
dans la station 15) en 1997 et au niveau de la passe d’entrée (1288 ind./m²). Ce port est caractérisé par
une forte agitation interne qui favorise l’instabilité sédimentaire et offre les conditions idéales pour
cette espèce.
Dans l’ancien port de Skikda, la densité de H. filiformis est maximale au niveau de l’avant port en
1997, près des rejets avec une diminution en 1998 à 196 ind./m² dans la même station. Sa densité est
linéaire au nouveau port de Skikda ; les maxima se trouvent dans les zones confinées où l’influence
des eaux du large est faible ; on note une augmentation de la densité les années suivantes avec un pic
en 1998 de 704 ind./m² dans la station 1. Au port d’Annaba, la densité augmente à l’Est, avec un
maximum au niveau de la passe.
H. filiformis est une espèce à large répartition écologique et indicatrice d’un sédiment enrichi en
matières organiques ce qui justifie sa présence dans tous les ports algériens. Selon Dauvin et al.
(1993), l’abondance de H. filiformis est un bon témoin de l’eutrophisation des zones sablo -vaseuse ;
c’est pour cela qu’elle abonde généralement au fond des darses et dans les milieux confinés des ports
d’Arzew, au nouveau et dans l’ancien ports de Skikda et au port de Djendjen. Cette espèce est
considérée comme indicatrice du déséquilibre du milieu (Rebzani-Zahaf, 2003), ce qui justifie sa forte
150
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
densité au niveau de la passe du port d’Annaba, considérée comme zone de déséquilibre. Sa faible
densité dans les ports d’Oran, d’Alger et de Béjaia peut être due à une trop forte charge polluante,
mais aussi à la nature du substrat, qui n’est pas favorable à son développement.
3.6.2.4. Chaetozone setosa (Malmgren, 1867) représente 11,24 % de l’abondance totale et une
moyenne de 36,22 ind./0,25 m². Cette espèce est rencontrée dans plus d’un prélèvement portuaire sur
deux (52,45 %).
Recueilli au port d’Alger à des profondeurs supérieures à 14 m et à faible hydrodynamisme par
Rebzani-Zahaf (2003), Chaetozone setosa est une vasicole stricte ; elle préfère les grains de taille
moyenne et fins tels que la vase sableuse et le sable vaseux du circalittoral (Carpentier, 2005). Ce
déposivore de subsurface sélectif, herbivore à l’interface ou suspensivore facultatif (Cabioch et
Retierec ,1985) est considérée comme une espèce opportuniste, indicatrice d’instabilité, elle exige une
bonne oxygénation du milieu pour survivre et est caractéristique des milieux riches en matière
organique (Carpentier et al.2005).
On note une distribution en patch de C. setosa au port de Ghazaouet où la densité est excessivement
élevée à l’ouest (4088 ind./m²) probablement du fait du manque d’oxygénation comme souligné par
Lechapt (1983), cette espèce exige une bonne oxygénation du milieu ; ou bien de la nature du
sédiment charrié par l’oued car selon Picard (1965) c’est une vasicole stricte tolérante vis-à-vis de la
granulométrie. Cette espèce enregistre de faibles densités au port d’Oran, où l’espèce se confine dans
la partie centrale du port. C. setosa atteint des densités élevées au port d’Arzew, notamment à
proximité des rejets où des maxima sont enregistrés en 1996 (1012 ind./m² à la station 12), qui
diminuent les années suivantes. Cette espèce est localisée dans toutes les stations du port de Bethioua
avec de faibles densités et une forte variabilité d’une année à l’autre. Au port d’Alger, la distribution
de C. setosa dessine une mosaïque au niveau de la petite rade et du bassin du vieux port avec un
maximum de 164 ind./m² dans les zones enrichies en matières organiques.
La densité de l’espèce augmente entre 1996 à 1998 au port de Béjaia avec un pic en 1998 dans la zone
la plus confinée (station 2 : 1824 ind./m²). Dans l’ancien port de Skikda, la densité augmente entre
1995 et 1998 avec des maxima dans les zones de rejets (1480 ind/m² en 1998). La densité de C. setosa
est élevée au niveau de la passe du nouveau port de Skikda, on y note une augmentation entre 1995 et
1998. C. setosa atteint de fortes densités au centre du port d’Annaba (1300 ind./m² à la station 13 en
1996).
La faible densité de C. setosa dans les ports d’Oran et d’Alger (figures 3.51 et 3.52) peut être le
résultat d’une trop forte charge polluante et un renouvellement très réduit et long des eaux. Aux ports
de Bethioua et de Djendjen, deux ports très agités et peu chargés en matières organiques du fait de la
quasi absence de rejets domestiques, l’instabilité sédimentaire pourrait être un facteur limitant à cette
espèce. Enfin, sa préférence pour la vase stricte pourrait être l’autre raison de ses faibles densités dans
ces deux ports où la fraction des sables fins est relativement plus importante. Picard (1965) signalait
que C. setosa est indicatrice de matières organiques et vasicole stricte.
151
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
Figure 3.51. Abondance totale de Chaetozone setosa aux différents ports.
Figure 3.52. Densité moyenne (ind./0,25 m²) de Chaetozone setosa aux différents ports.
3.6.2.5. Cirriformia tentaculata (Spencer, 1986) participe à 8,43 % de l’abondance totale de la
macrofaune benthique des substrats meubles portuaires de l’Algérie. Elle est rencontrée dans 60,33 %
des prélèvements portuaires réalisés et une moyenne de 27,18 ind./0,25 m². Cirriformia
tentaculata est une espèce de la zone intertidale, qui vit dans la vase noire et le sable vaseux de mode
calme, classée déposivore de sub-surface, elle récolte la nourriture par une paire de filaments
152
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
tentaculaires (Costello et al. 2001). C. tentaculata est répartie en mosaïque avec une forte densité à
l’Est du port de Ghazaouet (468 ind./m²) ; cette zone est la plus abritée du port, elle se caractérise
par un faible renouvellement des eaux. La densité de cette espèce est faible au port d’Oran (figures
3.53 et 3.54), liée à une forte charge polluante, elle atteint ses maxima dans le bassin de Skikda en
1995, 1997 et 1998 avec respectivement 40, 128 et 88 ind/m². On note une augmentation de 1995 à
1998.
La densité de C. tentaculata est élevée dans les zones confinées du port d’Arzew près des rejets avec
un pic en 1997 (648 ind./m² dans la station 6). Signalée avec des densités maximales au niveau du
musoir Ouest du port de Bethioua en 1996 (prés des zones de rejets), en 1997 cette densité montre une
forte variabilité spatiale. Cette espèce occupe les fonds de la petite rade d’Alger et ceux du bassin du
vieux port d’Alger où la densité est importante (1136 ind./m² à la station 12 située au niveau d’une
zone de rejet). On note une forte densité au port de Béjaïa (1380 ind./m² en 1995 dans la station 7 et
2352 ind./m² en 1997 à la station 6).
En 1998, cette densité diminue dans le vieux port pour augmenter dans l’arrière port (2216 ind./m² à la
station 5). La densité de C. tentaculata atteint ses maxima dans les zones moyennement éloignées des
rejets du port de Jijel (144 ind./m²). La densité de C. tentaculata est élevée dans l’ancien port de
Skikda, notamment à proximité des zones plus ou moins oxygénées (2036 ind./m² à la station 3 en
1997) ; avec une augmentation entre 1995 et 1997. La distribution de C. tentaculata forme une
mosaïque dans le nouveau port de Skikda avec une forte augmentation entre 1995 et 1998 et un
maximum à la station 9 (556 ind./m²). Les densités qu’atteint cette espèce au port d’Annaba sont
moyennes à faibles (jusqu’à 168 ind./m² à la station 23 en 1996), cette espèce est signalée au centre et
à l’Ouest du port.
Selon Nodot et al. (1984), C. tentaculata résiste assez mal à une trop forte charge polluante, ce qui
explique sa faible densité au port d’Oran qui est fortement pollué. Selon Glemarec et Hily (1981),
c’est une espèce qui se déplace dans les zones moyennement polluées suivant un gradient
d’enrichissement en matière organique; ce qui pourrait expliquer la fluctuation de la densité dans les
ports d’Arzew, Ghazaouet, Bethioua et Jijel.
Figure 3.53. Abondance totale de Cirriformia tentaculata aux différents ports.
153
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
Figure 3.54. Densité moyenne (ind./0,25 m²) de Cirriformia tentaculata aux différents ports.
C. tentaculata est présente avec des densités maximales aux ports de Arzew, Alger et l’ancien port de
Skikda, ce qui suppose que les conditions de son développement dans ces ports sont favorables (nature
du fond, oxygénation du milieu, charge polluante). Concernant le port d’Annaba, son absence dans les
zones de rejets se traduit par l’excès des rejets et leur nature.
3.6.2.6. Abra alba (Wood W, 1802) est récoltée dans 54,89 % des prélèvements portuaires et
fournit seulement 3,18 % des individus de ces ports. Espèce de vases et des sables fins envasés (Pla
Masia, 2006), elle est classée par Pères et Picard (1964) vasicole tolérante. Elle atteint jusqu’à 11 mm
(Pla Masia, 2006) et vit entre 0 et 1000 m en Méditerranée (Fredj et al., 2002). Ce déposivore de
surface profite du film superficiel chargé de matières organiques. C’est une espèce fouisseuse,
omnivore et détritivore (Fredj et al., 2002). Abra alba est une espèce qui tolère l’hypertrophisation, sa
prolifération est stimulée par l’enrichissement du milieu, signe du déséquilibre du système. Glemarec
et Hily, (1981) et Dauvin et al. (1993) la considèrent comme opportuniste en terme de stratégie
démographique.
A. alba est rencontrée dans la partie ouest du port d’Oran, avec une distribution en mosaïque. Ce
même type de distribution est retrouvé en 1996 au port d’Arzew où des densités maximales sont
enregistrées dans le bassin ouest avec un pic au centre (224 ind/m²). Cette configuration est rencontrée
également en 1997 et en 1998 avec des densités en diminution.
Au port de Bethioua en 1996 et 1998, les densités de cette espèce sont maximales dans les zones
ouvertes à l’hydrodynamisme. En 1997, la densité est constante dans tout le bassin. Les densités les
plus élevées sont localisées à l’intérieur du port d’Alger, notamment dans le bassin Agha. Cette
distribution en mosaïque est retrouvée dans le port de Béjaia, avec des maxima près des zones de
rejets. Cette mosaïque semble être une constante pour cette espèce puisqu’elle est signalée au port de
Djendjen, notamment avec des pics dans les parties abritées de ce port en 1997. Dans ce port, les
densités relevées en 1998 augmentent par rapport à l’année précédente.
154
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
Dans l’ancien port de Skikda (figure 3.55 et 3.56), aussi bien en 1995 qu’en 1997, les plus fortes
densités sont localisées dans le bassin ; un pic y est enregistré en 1997 (1088 ind./m2 à la station 2). A
l’inverse de 1995 et 1997, l’année 1998 révèle une distribution complètement différente, avec une
augmentation de la densité dans la partie Ouest du port.
Dans le nouveau port de Skikda, en 1995 et en 1997, Abra alba montre une distribution en « patch »,
les fortes densités sont localisées dans le bassin ouest avec un gradient décroissant vers la passe
d’entrée. En 1998, de fortes densités sont également enregistrées dans le bassin centre Ouest (288
ind./m2 à la station 2) et dans le bassin Est (à la station 9 au large de la plage Ben M’hidi à la sortie du
port avec 616 ind./m2). Au port d’Annaba, la distribution est en en « patch » avec une absence totale
de l’espèce dans le bassin ouest, la densité augmente dans la zone proche de la passe du port, pour
diminuer dans la zone avant-port (stations B et C).
Cette espèce est localisée dans les bassins les plus confinés et les plus pollués du port d’Oran
confortant les conclusions de Rebzani-Zahaf (2003) quant à la tolérance de l’espèce vis-à-vis de
l’hypertrophisation et à l’enrichissement du milieu. La diminution de la densité peut être liée à
l’instabilité du fond ou une forte désoxygénation. La distribution dans le port de Bethioua est
certainement causée par le charriage de polluants par les courants vers les zones à forte densité. Au
port d’Alger, la distribution reflète l’écologie de cette espèce tolérante au confinement et à la forte
charge polluante.
Les plus fortes densités du port de Béjaia sont localisées dans les zones qui reçoivent une
concentration élevée en polluants, situées devant les deux passes du port, lieu de transit sédimentaire.
C’est également le cas au port de Djendjen. Dans les années 1995 et 1997, la distribution suit le
gradient de pollution dans l’Ancien port de Skikda. Le changement dans la distribution de la densité
peut être dû au changement du régime des courants ou à cause d’une charge polluante importante qui
a déplacé cette espèce et d’autres probablement vers les bassins avoisinants.
Figure 3.55. Abondance totale d’Abra alba aux différents ports.
155
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
Figure 3.56. Densité moyenne (ind./0,25 m²) d’Abra alba aux différents ports.
Les fortes densités enregistrées en 1995 et 1997 dans le bassin abrité du nouveau port de Skikda
peuvent être liées à un enrichissement en nutriment issu des rejets. En 1998, nous assistons quasiment
à la même configuration spatiale de cette espèce sauf pour la station du large de la plage Ben M’hidi
où la densité marque un record dans la zone exposée à l’hydrodynamisme qui peut recevoir toute la
pollution du port charrié par les courants. La densité est forte aux stations susceptibles de recevoir un
flux important de polluants dans le port d’Annaba contrairement aux stations de la sortie du port, où
un brassage des eaux par les courants peut être la cause de leurs faibles densités.
3.6.2.7. Lumbrineris latreilli (Audouin et Edwards, 1834) est une espèce de l’étage infra
littoral, circalittoral et bathyal des golfes et des estuaires, et vit entre 0 et 500 m de profondeur (Glémarec, 1978). Cette espèce préfère le sable vaseux, mais elle est également rencontrée dans du
sable grossier, du gravier (Fredj et al., 2002). En raison de ses mâchoires, L. latreilli est un prédateur
détritivore, carnivore (Fredj et al., 2002). L. latreilli est une espèce à large répartition écologique,
présente dans les peuplements en déséquilibre et enrichis en matières organiques (Rebzani-Zahaf,
2003).
La distribution de cette espèce montre, au port d’Oran, une répartition en mosaïque avec un maximum
au centre du port dans les zones confinées, à proximité des rejets (80 ind./m² dans la station 17) en
1997. On note l’augmentation de la densité entre 1995 et 1997 pour diminuer en 1998 dans les zones
de rejets. La densité de L. latreilli au port d’Arzew est relativement élevée dans le bassin Est et
diminue entre 1996 et 1998. Vu la configuration du port de Bethioua (présence de deux passes
d’entrées qui favorisent les échanges avec les eaux du large), on a une augmentation de la densité en
1996 avec un pic près du musoir Est (504 ind/m²). En 1997, la densité augmente dans les zones de
rejets et diminue aux autres stations. En 1998 la densité diminue près du musoir Est et de la zone de
rejet et elle augmente du côté du musoir Ouest. Nous enregistrons une distribution en « patch » au port
d’Alger (bassin du vieux port et petite rade) avec une densité beaucoup plus élevée dans la petite rade
(224 ind/m²). La densité de L. latreilli diminue dans la zone avant- port de Béjaia entre 1995 et 1997
pour augmenter en 1998, idem pour le bassin du vieux port, tandis qu’elle diminue dans l’arrière port.
L. latreilli est dense à l’Est du port de Jijel, au niveau de la passe principale. Au port de Djendjen,
156
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
cette espèce se distribue en taches disparates et atteint un pic dans la zone confinée où le brassage des
eaux est faible.
La distribution de la densité d’Abra alba est disparate au golfe de Ghazaouet ; avec des valeurs faibles
mais relativement constantes, elle atteint un pic à l’ouest du golfe loin de la côte, où les courants
permettent le renouvellement des eaux. Le même modèle de distribution est également rencontré au
golfe d’Oran avec un pic de densité à proximité du port d’Oran. La densité est élevée au centre du
golfe d’Arzew prés de la côte (96 ind./m² en 1996), elle diminue l’année suivante dans ce golfe.
Cette espèce reste localisée dans la baie de Bou Ismail, au niveau des débouchés des oueds Nador,
Mazafran et Béni- Messous. L. latreilli est une espèce à large répartition écologique (Pérès et Picard,
1964), ce qui justifie sa présence dans presque tous les ports, golfes et baies algériens. Selon Glemarec
et Hily (1981), c’est une opportuniste ; elle remplace les espèces caractéristiques des biocénoses et est
présente dans tous les peuplements en déséquilibre et enrichis en matières organiques. Ceci explique
sa présence dans tous les ports avec une densité plus ou moins élevée où la pollution organique est
signalée tel que le port d’Oran, le port d’Arzew mais surtout au port d’Alger. Sa présence dans les
golfes laisse penser que c’est une espèce qui fréquente aussi les milieux ouverts mais également
exposés aux rejets organiques des oueds et où les courants permettent une bonne oxygénation du
milieu.
Discussion
Le polychète Capitellidae Capitella capitata et le bivalve Corbulidae Corbula gibba se présentent
donc comme les deux espèces les plus caractéristiques et les plus communes aux fonds vaseux
portuaires perturbés de l’Algérie. Ceci rejoint, notamment pour Capitella capitata, dans une large
mesure, les données de littérature qui considèrent cette espèce comme la plus opportuniste de la
macrofaune benthique des substrats meubles. Concernant Cordula gibba, sa présence en tant
qu’espèce caractéristique de ces fonds pollués est également liée à la prolifération des rejets
organiques dans les enceintes portuaires considérées comme réceptacle de la majorité des eaux usées
domestiques et industrielles urbaines jusqu’au début des années 2000. Corbula gibba est également
citée dans la littérature comme espèce indicatrice de l’enrichissement du milieu en matière organique.
Les cinq autres espèces les plus fréquentes et les plus abondantes après Capitella capitata et Corbula
gibba sont des polychètes : Cirriformia tentaculata, Heteromastus filiformis, Lumbrineris latreilli,
Chaetozone setosa et le bivalve Abra alba. Les espèces classées très communes ou communes dans
les fonds portuaires algériens sont celles rencontrées dans les milieux portuaires méditerranéens,
notamment pollués (perturbés). La macrofaune benthique de la baie très industrialisée de Muggia qui
a fait l’objet d’un suivi (1975, 1981 1994) révèle la hiérarchie des différents groupes taxonomiques:
les polychètes sont les plus riches, suivis par les mollusques, les crustacés et les échinodermes (SolisWeiss et al., 2004). La baie de Muggia comme les différentes baies algériennes est sous l’influence du
port de Trieste. Le peuplement de cette baie est dominé par Corbula gibba et Pectinaria koreni qui
fournissent 39.5 et 9 % du nombre total des individus (Solis-Weiss et al., 2004). Cette dernière espèce
est connue pour être côtière, déposivore de sub-surface et tolère la surcharge du milieu en matière
organique (Rees et Dare, 1993).
Selon Guerra-Garcia et Garcia-Gomez (2006), le nombre des espèces de mollusques dans les
sédiments à l'intérieur du port de Ceuta est considérablement plus élevé par rapport aux ports
classiques (avec une seule entrée) du détroit de Gibraltar, comme le port de Saladillo et le port de Los
Ladrillos dans le sud de l'Espagne (Estacio et al., 1997). Le renouvellement de l'eau, plus réduit dans
les ports à une seule entrée ne favorise pas l’installation de nombreuses espèces. Comme dans
beaucoup de ports algériens, les bivalves Parvicardium exiguum, Abra alba et Corbula gibba
dominent aux stations confinées où le sédiment est chargé de très fortes teneurs en matières
organiques en lipides et en métaux lourds (Guerra-Garcia et Garcia-Gomez, 2006).
157
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
Des études menées par électrophorèse Grassle et Grassle (1976) indiquent que C. capitata se compose
en réalité de nombreuses espèces apparentées qui peuvent parfois être trouvées dans le même
échantillon et ont des morphologies adultes similaires mais des modes distincts de reproduction. Ces
différents types ont été reconnus par plusieurs auteurs (Eckelbarger et Grassle, 1983; Chesney et
Tenore, 1985; Butman et al., 1988), et pourtant, lorsque cette distinction n'est pas possible comme
c’était le cas à Barcelone, C. capitata est seulement considéré comme un complexe d'espèces (Mendez
et al., 1997). L’analyse de la dynamique des populations de C. capitata dans diverses zones
géographiques a révélé que cette espèce colonise très tôt les fonds azoïques avec une forte
augmentation de la population pour un déclin aussi rapide dans une seconde phase (Grassle et Grassle,
1974; Rosenberg, 1976; McCall, 1977; Pearson et Rosenberg, 1978; Kikuchi, 1979 ; Gray, 1981;
Tsutsumi et Kikuchi, 1984).
Les fluctuations saisonnières et l'enrichissement organique des sédiments sont les principaux facteurs
influant sur la reproduction et le développement de cette espèce (Tsutsumi, 1987, 1990; Chesney et
Tenore, 1985). L’étude réalisée par Mendez et al. (1997) montre clairement que la population de C.
capitata augmente de densité et de biomasse dans le site le plus enrichis en matière organique. A
l’opposé sur le site le moins enrichi, la densité et la biomasse sont plus faibles pour des tailles plus
grandes. Ceci démontre que cette espèce adapte sa stratégie de reproduction et de croissance en
fonction de la charge de matière organique contenue dans les sédiments de surface.
La comparaison des classifications des espèces en fonction de leur fréquence pour l’ensemble des
milieux ouverts étudiés permet plusieurs constats :
1. De très fortes disparités spatiales sont mises en évidence, notamment pour les espèces
structurantes. Le cortège des espèces constantes (F=100%) se limite à trois espèces et à un seul
site où les Capitellidae Capitella capitata et Heteromastus filiformis ainsi que le Cirratulidae
Chaetozone setosa se retrouvent sur toutes stations explorées.
2. Cette disparité spatiale concerne également les espèces dites très communes (75≤F<100) et celles
communes (50≤F<75).
3. Le nombre de stations conditionne dans une large mesure le nombre d’espèces très communes ou
communes. L’exemple d’El Kala d’une part et ceux des golfes d’Oran et d’Annaba d’autre part est
très édifiant ; seules deux espèces communes sont mises en évidence dans la région d’El Kala
(Monticella heterochaeta, Nucula pella). Alors qu’au golfe d’Oran 12 espèces constantes, très
communes ou communes sont individualisées ; au golfe d’Annaba 13 espèces très communes ou
communes sont mises en évidence. Dans cette analyse, il ya lieu de considèrer que seulement 4
stations ont été prospectées à El Kala alors que les fonds meubles des golfes d’Oran et d’Annaba
ont été étudiés respectivement sur 55 et 24 stations.
4. Le statut des espèces est très instable d’un point de vue spatial ; une espèce peut très rapidement
basculer de très commune d’un milieu à un statut d’espèce commune ou rare dans un autre. Très
peu d’espèces maintiennent leur statut sur les différents sites étudiés.
158
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
3.6.3. Polluo-sensibilité des espèces et classification des espèces en fonction de leur
ES500.05.
L’intérêt de cette classification réside dans le fait qu’elle ne présente aucun a priori, donc la part de
subjectivité de la signification des espèces par rapport aux conditions du milieu, notamment l’état de
pollution, est extrêmement réduite et la marge d’erreur concernant cette signification est plus à
affecter aux problèmes d’échantillonnage et de représentativité qu’à des considérations liées au
caractère bio indicateur des espèces.
Cette méthode repose donc exclusivement sur la probabilité de rencontrer une espèce dans un
échantillon. Sachant que les espèces tolérantes et résistantes à la pollution ont moins de chance
d’apparaître avec de fortes dominances dans des peuplements équilibrés et diversifiés. Par contre, la
possibilité de les rencontrer avec des effectifs importants dans des échantillons provenant de
peuplements oligospécifiques, généralement de zones polluées, augmente.
Une des précautions considérées par Rosenberg et al. (2004) dans l’élaboration de la formule de calcul
de l’ES500.05 c’est de ne considérer que les espèces qui apparaissent dans au moins 20% des
échantillons afin d’éliminer le biais introduit par les espèces sporadiques ou accidentelles.
Cet aspect du calcul de l’ES500.05 est problématique dans le cas de nos échantillons dans la mesure où
plusieurs d’entre eux provenant de stations dont le caractère pollué est indiscutable et vérifié par les
concentrations de métaux lourds, d’hydrocarbures ou tout simplement par l’aspect fétide de la vase
sont extrêmement oligospécifiques (moins de 10 espèces par station) et très pauvres en nombre
d’individus. Selon Grall et Coïc (2005) l’ES50 est préféré au ES100 afin de considérer les échantillons
dont les abondances sont comprises entre 50 et 100 comme c’est souvent le cas sur les sites perturbés.
Le calcul de l’ES500.05 a été effectué pour 176 espèces parmi les 1417 espèces recensées dans
l’analyse globale des peuplements. Les valeurs de l’ES500.05 fluctuent entre 1 et 26.23. Une échelle de
cinq catégories d’espèces est ainsi établie
Tableau 3.15. Seuils de classification selon l’ES500.05.
Sensibilité des espèces
Espèces sensibles à la pollution
Espèces indifférentes à la pollution
Espèces tolérantes
Espèces opportunistes d’ordre II
Espèces opportunistes d’ordre I
Classification (présente étude)
ES500.05> 15
15 ≥ES500.05> 10
10 ≥ES500.05> 5
5 ≥ES500.05≥ 2.7
ES500.05< 2.7
Equivalent Borja (2006)
1
2
3
4
5
Un pas de 5 a été retenu dans la classification de la sensibilité des espèces de substrats meubles de la
côte algérienne (tableau 3.15); nous avons, néanmoins, subdivisé subjectivement en deux catégories
les valeurs comprises entre 0 et 5 : ES500.05<2.7 et 5≥ES500.05≥2.7 afin de distinguer les espèces dites
opportunistes d’ordre I des espèces opportunistes d’ordre II.
159
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
3.6.3.1. Les espèces sensibles à la pollution
Les ES500.05 calculés et l’échelle de classification retenue dans la présente étude permettent de
distinguer 27 espèces sensibles à la pollution (tableau 3.16). Comparée à la liste arrêtée par Borja
(2006), il y’a lieu de considérer que 1es espèces sont classées par cet auteur dans la catégorie 1
(espèces sensibles à la pollution), soit un taux de concordance 51.85%. Si l’on doit considérer les
espèces que Borja (2006) classe dans la catégorie 2 (7 espèces) ce taux de concordance passe à
77.77%.
Tableau 3.16. Classification des espèces sensibles à la pollution.
Espèce
Clymenura clypeata
Galathea intermedia
Chrysopetalum debile
Ampelisca multispinosa
Ampelisca sp.
Clymene santanderensis
Spiochaetopterus costarum
Eupolymnia nebulosa
Jasmineira caudata
Onchnesoma steenstrupi
Eurydice pulchra
Tuberapseudes echinatus
Chloeia venusta
Sipunculus nudus
ES500.05
26,22909
25,98268
24,86796
24,59264
23,3002
23,20823
23,05736
22,14375
21,17463
20,05822
19,37757
18,32071
18,22784
18,11389
Classification
3
1
1
1
1
1
1
3
2
1
1
3
4
1
Espèce
Laonice cirrata
Branchiomma bombyx
Chone filicaudata
Magelona mirabilis
Levinsenia gracilis
Maldane glebifex
Terebellides stroemii
Ampelisca brevicornis
Syllis prolifera
Haplosyllis spongicola
Euchone rosea
Amphiura chiajei
Ophiura albida
ES500.05 Classification
17,4933
16,67056
16,55924
16,3694
16,26568
16,1987
16,19519
15,80912
15,70531
15,52709
15,47755
15,07368
15,04155
3
1
2
1
3
1
2
1
2
1
2
2
2
Néanmoins, il faut souligner la présence dans ce cortège identifié comme sensibles sur les fonds
meubles de la côte algérienne de Chloeia venusta qui présente un ES500.05 de 18.22784 mais que
Borja (2006) affecte dans la catégorie 4.
3.6.3.2. Les espèces indifférentes et les espèces tolérantes à la pollution
Parmi les espèces mises en évidence, le cortège des espèces dites indifférentes et celles classées
tolérantes à la pollution sont les plus importants.
78 espèces sont classées indifférentes à la pollution (tableau 3.17) ; elles appartiennent à tous les
groupes taxonomiques mis en évidence, la moitié de ce premier cortège est fournie par les polychètes
alors que les crustacés arrivent en seconde position, suivis par les mollusques. Les échinodermes et les
espèces classées divers sont peu représentés.
48 espèces sont classées tolérantes à la pollution (tableau 3.18) dont l’essentiel sont des polychètes et
des mollusques à un degré moindre.
160
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
Tableau 3.17. Classification des espèces indifférentes à la pollution.
Espèce
Nicomache trispinata
Nuculana commutata
Paralacydonia paradoxa
Praxillella gracilis
Iphinoe serrata
Gnathia maxillaris
Natatolana borealis
Praxillella praetermissa
Alpheus glaber
Conus sp.
Entalina tetragona
Aponuphis bilineata grubii
Syllis armillaris
Syllis cornuta
Phascolosoma granulatum
Maera othonis
Scoloplos armiger
Spisula subtruncata
Amphipholis squamata
Pseudomystides limbata
Paraonis sp.
Apseudes latreillii
Processa canaliculata
Nucula nitidosa
Prionospio cirrifera
Euclymene oerstedi
Onuphis eremita
Bodotria scorpioides
Dosinia exoleta
Trichobranchus glacialis
Nematonereis hebes
Ampelisca typica
HEMICHORDATA
Aricidea fragilis mediterranea
Caulleriella alata
Leanira hystricis
Iphinoe trispinosa
Gammaropsis maculata
Maera grossimana
ES500.05
14,98188
14,87688
14,68402
14,59121
14,57861
14,43755
14,43311
14,30152
14,03406
13,9393
13,89543
13,69034
13,64359
13,6298
13,5124
13,39572
13,39572
13,39572
13,33897
13,2282
13,10367
12,99504
12,91319
12,89875
12,86081
12,80388
12,80388
12,51111
12,44988
12,44988
12,37406
12,3648
12,3648
12,35281
12,34717
12,29697
12,25347
12,17824
12,04477
Classification
2
1
2
3
1
1
0
3
2
1
1
1
2
2
2
1
3
1
1
2
3
3
1
1
3
1
2
2
1
2
2
1
0
1
3
3
1
1
1
Espèce
Tharyx multibranchiis
Hyalinoecia brementi
Digitaria digitaria
Owenia fusiformis
Ampelisca sp.
Magelona sp.
Amphiura filiformis
Aora typica
Aonides oxycephala
Natica sp.
Ophiura ophiura
Goneplax rhomboides
Ampelisca diadema
Euclymene lumbricoides
Harmothoe extenuata
Scolelepis tridentata
Chone duneri
Hediste diversicolor
Leucothoe lilljeborgi
Apseudes sp.
Pectinaria koreni
Mysta picta
Glycera rouxi
Ampelisca ledoyeri
Dexamine spinosa
Heteromastus filiformis
Lumbrineris coccinea
Piromis eruca
Aspidosiphon muelleri
Monticellina heterochaeta
Lysidice ninetta
Sigambra tentaculata
Lumbrineris latreilli
Mediomastus sp.
Dosinia lupinus
Lumbrineris fragilis
Glycera lapidum
Iphinoe tenella
Leucothoe spinicarpa
ES500.05 Classification
11,96582
11,94626
11,94626
11,94626
11,93174
11,93174
11,89364
11,8685
11,84128
11,79593
11,79593
11,74905
11,65643
11,61611
11,56917
11,54957
11,46749
11,45646
11,37803
11,34654
11,2119
11,14687
10,93827
10,90439
10,82177
10,82177
10,82177
10,79047
10,68269
10,68269
10,67677
10,64006
10,6199
10,56209
10,47537
10,47537
10,25636
10,25636
10,07978
4
2
1
2
1
1
2
1
3
2
2
1
1
1
2
3
2
3
1
3
4
3
2
1
3
4
2
1
1
4
2
4
2
3
1
2
2
1
1
161
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
Tableau 3.18. Classification des espèces tolérantes à la pollution.
Espèces
ES500.05
Fustiaria rubescens
Nucula sulcata
Corophium rotundirostre
Amage adspersa
Venus verrucosa
Sternaspis scutata
Upogebia deltaura
Iphinoe inermis
Glycera tesselata
Scoletoma impatiens
Upogebia pusilla
Acanthocardia echinata
Ennucula tenuis
Nassarius mutabilis
Cerianthus membranacea
Nucula nucleus
Amphicteis gunneri
Phyllodoce laminosa
Loripes lacteus
Amphiura sp.
Glycera convoluta
Papillicardium papillosum
Nassarius nitidus
Tellina pulchella
9,939205
9,939205
9,893228
9,77532
9,508817
9,489558
9,315026
9,054762
9,050745
8,700462
8,648616
8,643225
8,642632
8,622462
8,537897
8,34651
8,28175
8,160324
7,863559
7,849702
7,628684
7,433577
7,401485
7,401485
Classification Espèces
1
1
3
1
1
3
1
1
2
2
1
1
2
2
1
1
3
2
1
2
2
1
2
1
OLIGOCHAETA
Phyllodoce lineata
Nuculana pella
Orbinia latreillii
Nassarius incrassatus
Phylo foetida
Glycera capitata
Prionospio malmgreni
Phyllodoce mucosa
Ampharete baltica
Cirratulus cirratus
Lumbrineris gracilis
Pseudoleiocapitella fauveli
Pseudolirius kroyeri
Capitomastus minimus
Spiophanes bombyx
Abra alba
Aonides paucibranchiata
Aglaophamus sp.
Phtisica marina
Drilonereis filum
Eunice vittata
Paphia rhomboides
Cirriformia tentaculata
ES500.05
Classification
7,330241
7,059848
6,844479
6,810049
6,78673
6,610843
6,58111
6,58111
6,579321
6,545328
6,545328
6,545328
6,545328
6,458187
6,300136
6,300136
6,227015
5,922194
5,74545
5,74545
5,421201
5,4187
5,4187
5,070938
5
2
1
1
2
1
2
4
3
2
4
2
5
2
5
3
3
3
2
1
2
2
1
4
3.6.3.3. Les espèces opportunistes d’ordre 2
Quand le niveau de pollution devient important quelques espèces continuent à “fonctionner”
normalement et arrivent à s’adapter à ces conditions de perturbation, ce sont les espèces opportunistes
d’ordre 2. Dans cette catégorie, 19 espèces des substrats meubles de la côte algérienne ont été mises en
évidence par les valeurs de l’ES500.05 des valeurs inférieures à 5 (tableau 3.19). Dans ce lot ne sont
représentés que les polychètes (12 espèces) et les mollusques bivalves (7 espèces).
Tableau 3.19. Classification des espèces opportunistes d’ordre 2.
Espèce
ES500.05
Venus casina
Venerupis aurea
Paradoneis lyra
Melinna palmata
Pygospio elegans
Parvicardium scabrum
Nephtys caeca
Parvicardium exiguum
Paphia aurea
Schistomeringos rudolphi
4,914528
4,809002
4,774518
4,768258
4,458352
3,749003
3,716987
3,716987
3,706264
3,605908
Classification
1
1
3
3
3
1
2
1
1
4
Aphelochaeta marioni
Chaetozone setosa
Corbula gibba
Glycymeris glycymeris
Pseudopolydora antennata
Neanthes caudata
Aricidea fauveli
Notomastus latericeus
Spio filicornis
3,470706
3,470706
3,310772
3,277853
3,114962
3,09138
2,799149
2,799149
2,799149
4
4
4
3
4
4
1
3
3
3.6.3.4. Les espèces opportunistes d’ordre 1 (très opportunistes)
162
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
3.6.3.4. Les espèces opportunistes d’ordre 1 (très opportunistes)
Ce sont en général les espèces très résistantes aux conditions de dégradation et sont capables de
proliférer et occuper des fonds extrêmement pollués, très peu oxygénés, parfois à la limite de la zone
azoïque dans des conditions de fort confinement avec une stagnation maximum des eaux.
Très peu d’espèces sont capables de vivre dans ces conditions extrêmes de pollution. Sur les substrats
meubles des ports, les plus faibles valeurs de l’ES500.05 sont calculées pour Capitella capitata (2.67)
et Malacoceros fuliginosus (2.16) (tableau 3.20). Ces deux espèces sont largement commentées dans
la bibliographie dans diverses régions du monde comme espèces fortement opportunistes et
indicatrices de pollution d’ordre 1. Ces deux espèces sont classées 5 dans la liste de Borja
Tableau 3.20. Classification des espèces opportunistes d’ordre 1.
Espèce
Capitella capitata
Malacoceros fuliginosus
ES500.05 Classification
2,67
5
2,16
5
Discussion
La comparaison de nos résultats obtenus pour l’ES500.05 avec ceux réalisés à partir de la base de
données pan-Européenne du MARBEF (Base de données Macroben) utilisée pour la comparaison de
la sensibilité/tolérance de l’AMBI et du BQI sur quatre régions afin de valider une liste unique de
sensibilité/tolérance basée sur la comparaison des ES500.05 (Grémare et al., en prép.) révèlent des
éléments assez hétérogènes et appelle deux réflexions majeures sur le statut des espèces par rapport à
leur sensibilité/tolérance des conditions du milieu, notamment de la pollution :
1. Il existe apparemment, un consensus évident sur les espèces dites opportunistes, en particulier des
espèces opportunistes d’ordre I (Capitella capitata et Malacoceros fuliginosus). Pour ce type
d’espèces les différents classements effectués à partir des ES 50 concordent. Cette cohérence est
également retrouvée pour beaucoup d’espèces appartenant aux quatre autres catégories (sensibles,
indifférentes, tolérantes et opportunistes d’ordre II).
2. Des différences assez importantes dans les valeurs de l’ES50 pour certaines espèces Heteromastus
filiformis, Paronis lyra, Ampelica brevicornis, Drilonereis filum, Glycera convoluta et G. capitata,
Phyllodoce (Anaitides) lineata et P. Mucosa, Pseudopolyora antennata, Schistomeringos rudolphi,
Melinna palmata et Spiochaetopterus costarum). Ce deuxième cas est édifiant quant aux
classifications qui sont élaborées à partir de l’ES 50, notamment en considrant que les conditions
locales et/ou nationale peuvent affecter les capacités d’adaptation des espèces.
L’exemple de Heteromastus filiformis est très instructif. Cette espèce est signalée dans la région
méditerranéenne d’après ICES (2008) comme espèce très opportuniste avec un ES500.05 égal à 2.35 et
un ES500.05de 3.10 pour l’ensemble des quatre régions considérées. Ces valeurs la rapprochent
sensiblement de Capitella capitata qui obtient un ES500.05 de 2.66 sur la côte algérienne. La question
qui se pose est relative à la réponse de ces deux espèces. C. Capitata réagit d’abords par rapport à
l’enrichissement du milieu en matière organique (pollution chimique) alors qu’H. filiformis est connu
pour répondre d’abords à une instabilité sédimentaire (pollution physique). C. Capitata est fréquente
et abondante sur tous les fonds de vases compactes portuaires, alors que H. filiformis est plutôt
abondante sur les fonds de vases sableuses ou sables envasés mais qui est aussi souvent rencontrée
dans les milieux ouverts algériens. Ce qui explique sa valeur de l’ES500.05 qui est 10.82, ce qui la place
à la limite entre les espèces indifférentes à la pollution et les espèces tolérantes à la pollution. Ceci
semble être une incohérence de notre classification en comparaison avec la littérature, notamment
méditerranéenne.
Par contre les résultats que nous obtenons pour des espèces largement documentées comme
Pseudopolydora antennata (ES500.05 = 3.11/ IV de Borja) et Chaetozone setosa (ES50.05 = 3.47/ IV
163
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
de Borja), ou encore pour Capitella capitata (2.66) et Malacoceros fuliginosus (2.15) sont totalement
conformes aux connaissances que nous avons de ces espèces par rapport à leurs réponses respectives
vis-à-vis de la pollution. Les deux premières espèces sont classées opportunistes d’ordre II alors que
C. Capitata et M. fuliginosus sont classées par nos résultats opportunistes d’ordre I. Ceci traduit du
moins pour ces quatre espèces une réponse identique vis-à-vis des conditions de perturbation du
milieu, en tous cas, dans la région méditerranéenne ; ce qui n’est pas le cas de Hetermostus filiformis
ou de Paradoneis lyra par exemple. Cela suppose que les conditions régionales sont à même de
modifier les capacités d’adaptation des espèces et par conséquent leur sensibilité/tolérance vis-à-vis de
la pollution. Le cas d’Heteromastus filiformis est instructif et édifiant à cet effet.
Il y a lieu de considérer l’étendue géographique des données comparées ; dans notre cas (Algérie),
les données couvrent, en longueur, 1180 km (distance entre la première station échantillonnée à
l’Ouest et la dernière station échantillonnée à l’Est). Cela suggère des disparités spatiales, d’autant
que nous avons traité des échantillons qui proviennent de milieux portuaires pollués et des
échantillons de milieux ouverts (baies et golfes). Nous sommes tentés de penser que certaines
espèces n’ont pas la même réaction par rapport aux conditions du milieu et donc à la pollution selon
leurs appartenances géographiques. Le cas très édifiant de Veretillum cynomorium, (ES50.05 = 1/ I
de Borja) n’a pas été considéré dans cette classification.
La lecture de la comparasion effectuée à partir des données de diverses régions avec ceux de l’Algérie
montre que nos résultats sont plus proches de ceux obtenus en Méditerranée (tableau 3.21).
Tableau 3.21. Comparaison entre les ES500.05 de 13 espèces rencontrées dans les 4 régions (ICES,
2008) et ceux calculés pour l’Algérie.
Espèces
Celtic Biscay
Shell
Heteromastus filiformis
Glycera lapidum
Goniada maculata
Scoloplos armiger
Myriochele oculata
Owenia fusiformis
Aricidea catherinae
Paradoneis lyra
Scalibregma inflatum
Prionospio cirrifera
Spiophanes kroyeri
Lanice conchilega
Terebellides stroemii
4.97
13.43
8.66
8.66
10.43
11.26
15.06
15.65
8.66
15.89
15.00
11.95
15.20
Médit.
2.35
12.35
18.47
18.55
9.24
5.54
18.56
23.38
14.64
12.66
14.67
22.94
20.15
Mer
Nord
Mer Norvège ∑ données V.C.
Barents
(%)
3.10
6.90
11.42
2.16
6.28
6.73
15.87
16.70
9.53
12.91
11.72
1.34
16.04
13.63
20.67
20.45
9.13
11.68
8.89
13.53
17.82
8.74
9.29
12.88
25.23
8.87
3.10
7.89
12.00
2.16
6.28
6.73
16.74
20.50
8.56
12.90
11.73
1.34
14.32
Algérie
Présente étude
86.4
42.6
38.0
70.1
24.6
31.1
13.4
18.7
27.5
21.3
11.4
71.6
30.9
10.82
10.25
13.39
11.94
4.77
12.86
16.19
V.C.: variation du coefficient pour les 4 régions considérées.
Tableau 3.22. Comparaison des ES500.05 moyens du MarBef, du MABES et de l’Algérie.
MarBef
ES 50 moyen
13.32±6.14
MABES
5.74±2.39
ALGERIE
10.92±4.99
La comparaison de la classification que nous avons réalisée pour les espèces à partir de nos résultats
de l’ES500.05 avec la classification effectué par Borja (liste des groupes écologiques des espèces)
montre que le niveau de concordance est totale pour les espèces opportunistes (100%), appréciable
pour les espèces les plus sensibles à la pollution (51%) (tableau 3.23). Pour les autres catégories le
niveau de concordance reste relativement faible, ceci prouve encore une fois que le consensus est
facile à faire sur les extrêmes de la polluo-sensibilité des espèces mais qu’il reste encore difficile pour
les espèces indifférentes et celles tolérantes à la pollution. Un taux de concordance général de 31,03
% est obtenu pour les 176 espèces considérées.
164
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
Tableau 3.23. Taux de concordance de nos résultats de l’ ES500.05 avec la liste des GE de Borja.
GE
Borja
Côte algérienne
(Présente étude)
Taux de concordance
Groupe I
Groupe II
Groupe III
Groupe IV
Groupe V
14
23
8
7
2
27
78
48
19
2
51.85
29.48
16.66
36.84
100
3.7. Structure trophique
L’analyse de la structure trophique apporte une double information, la première est relative à
l’organisation du peuplement lui-même et la seconde porte sur l’impact des effets anthropiques,
notamment les rejets polluants sur cette structuration.
3.7.1. Les peuplements portuaires
Le port d’Alger présente une situation assez contrastée du point de vue trophique avec deux
situations :
(i) la première représentée par les stations situées dans le bassin de l’Agha et celui de Mustapha où
l’organisation trophique est conditionnée par les espèces suspensivores (figure 3.57). Cela suppose une
disponibilité de la MES. Ces deux bassins étant sous la double influence des eaux de retour qui
pénètrent par la passe Sud et les rejets domestiques dont l’essentiel dans le port d’Alger aboutissent
dans le bassin de l’Agha et de Mustapha soit 20 des 25 rejets recensés. Cela suggère que ces
compartiments constituent une zone de décantation et de dépôt de la matière organique.
(ii) la deuxième situation est représentée par le peuplement des autres compartiments du port (bassin
du vieux port et la petite rade) où dominent sensiblement les DS & M. La partie la plus confinée du
bassin du vieux port révèle une représentation relativement équitable des suspensivores et des DS&M,
notamment dans la zone Est, proche du bassin de l’Agha (stations 13, 14, 15).
Figure 3.57. Structure trophique de la macrofaune benthique du port d’Alger.
165
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
La situation trophique des peuplements du port d’Annaba est bien individualisée avec une
prépondérance du groupe des DS sur quasiment tous les fonds étudiés (figure 3.58), cette
prépondérance est parfois hégémoniques avec des contributions qui représentent sur certains stations
plus de 90 % du stock trophique.
Le peuplement des stations 18, 20 et 8 montre une nette prépondérance des suspensivores alors que
celui des stations de la zone avant port (stations A, B et C) révèle un peuplement équilibré et diversifié
sur le plan trophique avec une répartition relativement équitable entre les trois groupes trophiques :
DS, DSS et C & O.
Les suspensivores sont également présents au niveau de ces fonds. Cette situation n’est pas
surprenante, dans la mesure où ces fonds sont exposés aux eaux du large et sont en interaction
permanente avec le peuplement du large (golfe d’Annaba).
Figure 3.58. Structure trophique de la macrofaune benthique du port d’Annaba.
Le peuplement du port d’Oran présente une organisation trophique qui évolue sensiblement d’une
année à l’autre (figure 3.59). En 1995, les suspensivores sont largement dominants, en particulier dans
la zone de confinement du port dans le bassin de Ghazaouet soumise aux rejets R1 à R5, le bassin de
Mostaganem (rejet R6) et à un degré moindre dans les zones exposées au rejet R7. La zone avantport et celle du bassin de Skikda (rejets R8, R9 et R9 bis) est plutôt dominée par les Déposivores de
surface et à un moindre degré les carnivores et les omnivores.
En 1997, la situation évolue vers une plus grande importance des carnivores et des omnivores dans la
zone interne du port où l’importance des suspensivores reste grande, en particulier dans le bassin de
Ghazaouet, la zone la plus confinée du port d’Oran.
Les carnivores et les omnivores, prennent une part plus importante dans le bassin de Mostaganem et
en face des rejets R7 et R8 au détriment des suspensivores. Dans ces deux zones et dans la zone avant
port (stations 18 à 29) la prépondérance des déposivores de surface persiste en 1997. En 1998, nous
assistons à un déplacement de l’importance des suspensivores vers la zone avant-port où s’alternent les
trois principaux groupes trophiques mis en évidence au port d’Oran (S, DS et C & O).
166
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
Figure 3.59. Structure trophique de la macrofaune benthique du port d’Oran pour les années 1995,
1997 et 1998.
Le port d’Arzew révèle, également, sur le plan trophique deux situation relativement bien
individualisées (figure 3.60):
(i) les peuplements de l’avant -port - passe (stations 14, 13, 12, 9 et 8) où dominent globalement les
suspensivores et les carnivores. Cette zone est la plus influencée par les eaux du golfe, l’agitation des
eaux et le brassage est le plus important.
(ii) la deuxième situation est conforme au autres zones de confinement des ports algériens, soit une
prépondérance des DS. La station 11 qui présente un relatif confinement mais qui demeure sous
l’influence des eaux du golfe à travers l’axe des stations 14-13-12-11 présente un peuplement où
coexiste fortement le couple S-DS. Ceci démontre le caractère transitoire de cette station sur le plan
trophique.
167
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
Le peuplement du port de Bethioua révèle une évolution de la structure trophique conditionnée en
1996 par le couple S-DS (figure 3.60). En 1997, la situation trophique est moins tranchée même si le
groupe des DS est dominant sans être hégémonique avec une bonne contribution des autres groupes
dans l’ordre : C&O, DSS et S. Cette configuration est renouvelée en été 1998.
Figure 3.60. Structure trophique de la macrofaune benthique des ports d’Arzew et de Bethioua.
Au port de Ghazaouet, la structure trophique est largement dominée par les DS qui sont suivis dans
toutes les stations par suspensivores mais avec une moindre importance numérique (figure 3.61). Au
port de Jijel, la structure trophique est plus équilibrée même si globalement les DS restent un groupe
structurant. Les autres groupes trophiques, notamment les DSS, les C & O et le suspensivores prennent
une part non négligeable dans la structuration trophique des peuplements. La situation au port d’El
Kala est plus claire avec une hégémonie numérique des DS.
168
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
Figure 3.61. Structure trophique de la macrofaune benthique des ports de Ghazaouet, de Jijel et d’El
Kala.
Le port de Bejaia, quelque soit l’année, révèle une codominance des suspensivores et des
déposivores de surface avec à chaque fois un pourcentage des DS plus important dans les stations les
plus proches de l’avant-port et donc des eaux du golfe de Bejaia (figure 3.62). Le peuplement
portuaire de Djendjen est organisé autour des groupes trophiques C & O, DSS et DS, avec un rôle
pivot pour ce dernier groupe qui est prépondérant dans plus de 60 % de la surface portuaire étudiée.
Les contributions les plus importantes des DSS sont obtenues aux stations de la zone avant-port. La
faible représentation du groupe du suspensivores est probablement liée à l’absence de rejets à
l’intérieur du port ; la configuration du port réduisant les apports en matières particulaires qu’elle soit
organique ou inorganique.
Les peuplements de l’ancien port de Skikda sont structurés du point de vue trophique par les DS qui
représentent dans toutes les situations étudiées (1995, 1997 et 1998) et sur toute la surface analysée
plus de 50 % et dans bien des cas plus de 80 %.Au nouveau port de Skikda le couple DS–S sont les
composantes structurantes de la structure trophique du peuplement portuaire avec une prépondérance
pour le premier groupe. Nous noterons que les stations les plus profondes du port (Stations 9 et 8)
présentent le plus important pourcentage de suspensivores ; ces deux stations du fait de leur position
dans l’avant- port et leur profondeur sont les plus exposées aux eaux du large et les plus agitées, cela
expliquant l’importance de la MES disponible à ce niveau du port.
169
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
Figure 3.62. Structure trophique de la macrofaune benthique des ports de Skikda, de Béjaia et de
Djendjen.
170
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
3.7.2. Les peuplements des milieux ouverts
Les principaux groupes trophiques identifiés pour les peuplements de substrats meubles de la baie de
Bou Ismail sont les carnivores, les omnivores, les déposivores de surface et les déposivores de subsurface (figure 3.63). L’importance des carnivores, des omnivores est plus marquée aux deux
extrémités de cette baie alors que la zone la moins pourvue en espèces appartenant à ces catégories
trophiques se situe entre la ville de Bou Ismail et Tipaza. Ces deux groupes sont plus importants sur
les stations les plus profondes de l’Est de la baie de Bou Ismail.
Figure 3.63. Structure trophique de la macrofaune benthique de la baie de Bou Ismail.
L’organisation trophique des peuplements de la baie d’Alger montre une distribution relativement
équitable entre les quatre principaux groupes trophique (C & O - DS, DSS et S) (figure 3.64).
Figure 3.64. Structure trophique de la macrofaune benthique de la baie d’Alger.
171
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
Figure 3.65. Structure trophique de la macrofaune benthique des golfes d’Annaba, de Béjaia et de
Skikda.
172
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
Figure 3.66. Structure trophique de la macrofaune benthique des golfes de Ghazaouet et d’Arzew.
173
Chapitre 3
Organisation de la macrofaune benthique
Les peuplements du golfe d’Annaba sont caractérisés par l’importance des DS et des C&O (figure
3.65).Aucune tendance particulière n’apparaît sur les peuplements du golfe de Bejaia même si les DS
sont prépondérants à certaines stations, en particulier durant l’année 1996.
Au golfe de Skikda la distribution des groupes écologiques est très équilibrée même si les
suspensivores sont mieux représentés à proximité du cap et des deux ports de Skikda (figure 3.65).
Au golfe de Ghazaouet, tous les groupes trophiques sont représentés avec une nette prépondérance
aux DS et aux DSS. Ces derniers y sont mieux représentés comparativement aux autres milieux
ouverts algériens (figure 3.66).
Au golfe d’Arzew, la situation des groupes trophiques n’est pas très différente et ne marque pas de
modifications spectaculaires d’une année à une autre. Ce sont toujours les DS qui y sont prépondérants
avec une meilleure représentation des C & O (figure 3.66).
174
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
4. CHAPITRE IV : QUALITE DU MILIEU ET STATUT ECOLOGIQUE :
Utilisation des Indices Biotiques
175
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
4.1. Statut écologique des communautés macrobenthiques : les Indices biotiques
4.1. Recherche de typologie pour les différents milieux échantillonnés
4.1.1. Recherche d’une typologie générale
Afin d’effectuer l’analyse la moins redondante possible et d’éviter la subjectivité et les a priori de
l’expert qui peuvent nous tenté sur la base de nos connaissances antérieures des sites d’étude, et dont
la plus simple serait d’opérer une dichotomie entre milieux ouverts (baies et golfes) et milieux fermés
ou semi fermés et confinés (ports), une analyse de ressemblance de Bray Curtis a été effectuée afin de
mettre en évidence une éventuelle typologie des sites d’étude.
Deux approches de typologies sont possibles : (i) une typologie a priori et (ii) une typologie a
posteriori. La première est basée sur les connaissances que nous avons des sites d’études aussi bien,
sur le plan sédimentaire, chimique que biologique et écologique. Cette première approche dépend en
grande partie de la disponibilité de données de monitoring et de leur qualité (Van de Bund et Solimini,
2006).
La recherche de la typologie des milieux étudiés est opérée afin de réduire le biais qui peut être
introduit par « l’avis de l’expert » ou les a priori par rapports aux zones étudiés et aux peuplements
identifiés. Il est en effet, admis, que nous attendons qu’un peuplement portuaire soit plus perturbé, car
confiné, exposé à divers rejets. A l’opposé, nous attendons qu’un prélèvement opéré dans un milieu
ouvert (golfe ou baie), de par le brassage qui caractérise ces milieux, le faible confinement, une bonne
oxygénation suggèrent que les peuplements présentent une richesse spécifique importante, un équilibre
numérique entre les individus des diverses espèces et par conséquent un bon statut écologique.
Ce type de configuration qui sont vraies dans l’absolu et se vérifient dans beaucoup de cas ne sont pas
totalement systématique, cela s’est matérialisé dans notre étude par deux exemples qui échappent à ces
règles générales comme le port de Djendjen qui abrite des peuplements présentant les caractéristiques
de milieux ouverts et épargnés des facteurs de perturbations anthropiques, ou encore les peuplements
du golfe de Skikda mais surtout ceux de la baie d’Alger, pourtant ouverts sur les eaux du large mais
dont les caractéristiques des peuplements rappèlent ceux des milieux portuaires, confinés et perturbés.
Pour ces raisons, la recherche d’une typologie permet d’effectuer une analyse la plus objective
possible en catégorisant les peuplements ou les milieux de manière à réaliser une interprétation par
groupes de sites. Cette typologie peut s’opérer à partir des données physico-chimiques qui
conditionnent dans une large mesure la structuration des peuplements, seulement ce type de données
n’est pas à notre disposition.
Aussi, cette typologie sera effectuée sur la base exclusive des caractéristiques des peuplements
macrozoobenthiques. Cette analyse est réalisée à partir de la matrice générale d’abondance (figure
4.2) ; la représentation des groupements issues de l’analyse Présence/Absence (figure 4.1) est donnée à
titre indicatif car même si des groupements apparaissent, la distinction géographique n’est pas toujour
évidente. Il ressort de cette analyse quatre grands ensembles de milieux (tableaux 41. et 4.2):
(I)
L’ensemble 1 (E1) regroupe l’essentiel des stations de la baie d’Alger, soit 82 % des stations
échantillonnées dans cette baie. Dans ce premier lot, des stations diverses appartenants à
différents sites y sont regroupées, ce sont principalement des stations disparates de l’Est
algérien. Cet ensemble qui isole la baie d’Alger à part suggère que celle-ci présente des
caractéritiques et un fonctionnement différents de ceux des autres baies et golfes de la côte
algérienne.
(II)
L’ensemble 2 (E2) regroupe diverses stations mais dont l’essentiel appartient aux golfes de
Béjaia (95 % de stations) et d’Annaba (45 %).
(III)
L’ensemble 3 (E3) est subdivisé en trois sous ensembles : Le sous-ensemble E3.1 constitué par
les stations confinées et celles exposées au grand collecteur d’Oran du port d’Oran en situations
176
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
1995 et 1996 ainsi que les stations les plus confinées du port d’Annaba. Ce lot correspond donc
aux stations exposées à des conditions extrêmes. Le sous-ensemble E3.2 lui même subdivisé en
E3.2A constitué essentiellement de stations appartenant aux ports anciens et E3.2B appartenant
quasiment toutes à des ports de construction récente (port de Djendjen, nouveau port de Skikda,
port de Bethioua, port d’Arzew) ainsi que les stations de la zone avant port d’Annaba. Le sousensemble E3.3 constitué à plus de 93 % de stations portuaires. L’ensemble trois correspond aux
milieux portuaires avec une distinction entre ports anciens et ceux de construction récente.
(IV) L’ensemble 4 regroupe le sous ensemble E4.1 composé essentiellement des stations Baie de la
Bou Ismail et du golfe de Ghazaouet alors que le sous-ensemble E4.2 regroupe quasiment toutes
les stations du golfe de Ghazaouet, d’Oran et d’Arzew (plus de 90 %). Cet ensemble regroupe en
fait les stations des milieux ouverts de l’Ouest algérien.
Tableau 4.1. Assemblages de stations
Ensemble
Abondance
Ensemble 1
Baie d’Alger et stations isolées
Ensemble 2
Golfes d’Annaba et de Bejaia
Ensemble 3
Sous ensemble 3.1. Subdivisé en plusieurs sous ensembles : (i) Port d’Oran et la partie
confinée du port d’Annaba, 3.2b port anciens
Sous ensemble 3.2.b Ports récents (Djendjen, de Bethioua, d’Arzew, nouveau port de Skikda)
et une partie du port d’Annaba (zone avant port)
Ensemble 4
Sous ensemble 4.1. Golfes de Ghazaouet et baie de Bou Ismail
Sous ensemble 4.2. Golfe d’Oran et d’Arzew
177
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
Tableau 4.2. Description détaillée des assemblages.
Ensemble
Ensemble
1
Ensemble
2
Numéro des stations
BAL (4, 7, 10, 13, 14, 15, 16, 17, 18, 19, 20, 21, 22, 24, 25, 27,
29, 30, 31, 32, 34, 36, 37, 38, 39, 41, 42, 44, 45, 46, 48, 49, 51,
52, 53, 54, 55, 56)
PGZ 10, PARZ 10, PAL 3, PAL 21, GAN 20, PAN 2, GOR 60,
BI 27, GAN8, POR 25, GAN2, PGZ 10, ELK1, GAN10, BI26,
ELK5, GB5, ELK11, ELK16, PDJ18, KP4, NPSK11, GBB
GB15, GB12, GB14, GB9, GB6, GB10, GB1, GBBA, BB,
GB8, GB2, GB4, GB3, GB7. GAN4, GAN22, GAN20,
GAN25, GAN6, GAN5, GAN1, GAN3, GAN10, GAN33,
GAN34, GAN30, GAN15, GAN26, GAN27
PEK4, ELK13, PA13, GSK13, GS3, PAN1, PBJ12, POR3,
PDJ7 PDJ9, PDJ37, PDJ36
Sites
La majorité des
stations de la baie
d’Alger
Diverses stations de
divers sites
Observation
Centre
Stations du golfe de
Bejaia et du golfe
d’Annaba
Dominé -Est
Quelques stations
Est
Stations confinées et
celles exposées au
grand collecteur
d’Oran du port
d’Oran (1995-1996)
et stations confinées
du port d’Annaba
3 stations
Port
GOR19, GOR15, GSK7, GB5, GARZ2, GARZ21, GARZ20,
J39, J41, J44, J48, J46, J49, J50, J51, J53, PGZ8, PGZ9, PGZ2,
PGZ21, PGZ1, PGZ4, PGZ10, PGZ17, PGZ11, PGZ18, POR
(1998, 2000, 2001), PEK2, PEK3, PDJ34, PBJ5, PBJ3, PBJ6,
PBJ1, PBJ2, PBJ9, PBJ11, PBJ7, PBJ10, PBJ8, PBJ4, APS1,
APS2, APS3, APS4, PAL5, PAL2, PAL7, PAL4, PAL6, PAL1,
PAL44, PAL8, PAL10, PAL15, PAL9, PAL14, PAL22,
PAL37, PAL24
PDJ (1, 4, 6, 8, 10, 11, 13, 14, 15, 16, 17, 19, 20, 21, 22, 23, 24,
25, 27, 28, 29, 30, 31, 32, 33, 34, 35) PB (1, 2, 3, 4, 5, 6, 7, 8, 9,
10, 11) PARZ5, PARZ9, PARZ12, PARZ14, PARZ13, PARZ8,
PARZ1, PARZ2, PARZ3, PARZ4, PARZ11, PARZ10, PARZ6,
PARZ1, PARZ7, NPSK1, NPSK2, NPSK3, NPSK5, NPSK4,
KP5, NPSK7, NPSK9, PAN15, PAN9, PAN10, PAN13,
PAN17, PAN25, PAN20, PAN22, PAN28, PAN26, PAN29,
PAN30, PAN23, PAN21, PAN12, PAN16, PAN19, PAN A,
PAN B, PAN C, J54, GAN1, GAN32
Diverses stations
portuaires et quelques
stations de golfes et
de baies
Dominé
Ports Est Centre
Stations des ports de
Djendjen, de
Bethioua, d’Arzew,
de la zone avant port
d’Annaba
Et du nouveau port
de Skikda
Ports
récents
NPSK9, GS7, PDJ1, PARZ5 1998, POR1.2001,
POR2.1998, GAN9, PBJ4, NSPK3. 1999, GSK7.1998,
APS1.1997, PBJ3.1997 PAL3, PAL34, PAL16, PAL17,
PAL25, PAL26, PAL22, PAL24, PAL30, PAL32,
PAL20, PAL21, PAL18, PAL19,
PAN24.1998,
PAN18.1998, PAN8.1998, POR9.1997, POR1.2000,
POR10.2000, POR11.2000, POR16.1997, POR16.2000,
POR2.1998
Diverses stations
(port d’Alger, port
d’Oran.2000,…)
Transition
BBI (3, 4, 5, 6, 7, 8, 9, 10, 11, 13, 14, 15, 16, 19, 20, 21, 25, 28,
29, 31, 32, 33, 34, 35, 36, 37, 38, 39, 40, A, B, C)
GGH (1, 2, 3, 4, 5, 6, 7, 8, 9, 10, 11, 12, 13, 14, 15, 16, 17, 18,
19, 20, 21, 22, 23, 24, 25, 26, 27, 28, 29)
GARZ (1, 2, 3, 4, 5, 6, 8, 9, 10, 11, 12, 15, 16, 17, 18, 19,)
GOR (1, 2, 3, 4, 5, 6, 7, 8, 9, 10, 11, 12, 13, 14, 16, 17, 20, 21,
23, 26, 27, 28, 30, 31, 32, 33, 34, 35, 36, 38, 39, 40, 41, 42, 43,
44, 45, 46, 47, 48, 49, 50, 51, 52, 53, 54, 55, 56, 57, 58, 59)
PAL (3, 8, 39), PA14, POR24.1997, PB7, GGH1, GSK4,
GSK9, PDJ3, PDJ12, GAN (3, 7, 12, 14, 17), ELK2, ELK7
Baie de Bou Ismail et
golfe de Ghazaouet
Centre Ouest
Golfes d’Arzew et
d’Oran
Ouest
Diverses stations
Divers
Est
Ensemble 3
Sous
ensemble
3.1
POR (1, 3, 4, 5, 6, 7, 8, 9, 12, 13, 14, 15, 17, 18, 19, 20, 21, 22,
23, 24, 25, 26, 27, 29, 32), PAN4, PAN3, PAN5, PAN7,
PAN6, PAN11, PAN14
GAN4, PEK1, J43
Sous
ensemble
3.2
Sous
ensemble
3.2 A
Sous
ensemble
3.2 B
Ensemble
3.3
Ensemble 4
Sous
ensemble
4.1
Sous
ensemble
4.2
178
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
Group average
Transform: Presence/absence
Resemblance: S17 Bray Curtissimilarity
0
Similarity
20
Figure 4.1. Dendrogramme -Présence
/ absence (ressemblance de similarité
de Bray Curtis).
40
60
80
E1
E2
E4
E3
E5
Group average
Transform: Log(X+1)
Resemblance: S17 Bray Curtissimilarity
0
E 3.1a
Similarity
20
E 3a
Figure 4.2. DendrogrammeAbondance (ressemblance de
similarité de Bray Curtis).
40
60
80
E1
E 2 E3. 1 E3.2a
E3.2b
E3.3
E 4.1
E 4.2
179
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
La caractérisation écologique de la macrofaune étudiée permet d’apporter des éléments de réponses à
trois questions principales :
(1) Quels sont le niveau et le type d’organisation et de structuration des espèces au sein des
peuplements explorés ? Cette question sera abordée à travers la proportion des différents groupes
écologiques et trophiques des espèces. La mise en évidence des groupements de stations et la
recherche du déterminisme de ces associations constituera une autre composante de cette organisation.
(2) Existe-t-il des liens entre l’organisation des espèces au sein des peuplements et les activités
anthropiques développées à terre ? Cette partie sera approchée à travers la qualification des
peuplements par des descripteurs numériques synthétiques que sont les indices de diversité
taxonomiques, spécifiques et biotiques (indicateurs biotiques). Il s’agira, notamment dans les milieux
portuaires de réaliser une zonation des fonds benthiques à travers les indices biotiques couplés avec les
niveaux d’abondance et de richesse spécifique. La combinaison de ces trois paramètres est en mesure
de répondre de manière suffisamment claire sur cette dernière question et de permettre, donc, la
qualification de l’état écologique des peuplements et des sites étudiés.
(3) Le troisième élément de cette caractérisation est le suivi de certains sites (1995-2001) notamment
aux ports d’Oran et de Béjaia mais aussi dans le golfe d’Arzew. L’objectif étant de voir quelle
réponse apportent les espèces sur le plan spatio-temporel aux éventuelles modifications à court et à
moyen terme des conditions environnementales, notamment celles liées aux impacts anthropiques.
Les comparaisons de nos situations avec des situations antérieures (port et baie d’Alger, baie de Bou
Ismal, golfe d’Oran, golfe d’Arzew) donneront des indications sur l’évolution des peuplements
explorés à moyen et long terme (1979-1989-1999).
4.1.2. Caractérisation des principales communautés et recherche des groupements
(associations) spatiaux
Le dendrogramme du port de Bethioua individualise d’une part la situation de 1997 et celle de 1996
d’autre part, les stations de 1998 sont isolées (figure 4.3). Globalement au port d’Arzew deux
situations se mettent en évidence ; d’une part la situation de 1997 et d’autre part celle de 1996.
Quelques stations de 1996 (1, 3 d’un côté et 14 de l’autre) et celle de la station 13 (1997) s’isolent
également (figure 4.4).
Au port de Djendjen, les stations 1, 2, 4, 21 et 37 (1999) sont regroupées ensemble alors que les
stations 3, 7, 9, 12 et 38 (1999) sont toutes isolées dans la partie gauche du dendrogramme (figure
4.5). Le reste des stations sont toutes regroupées ensemble. Cette distribution témoigne de la grande
homogénéité qui règne dans ce port. Cette homogénéité s’explique par la configuration du port, son
caractère récent et l’absence de sources majeures de perturbation (en tout cas de sources de pollution),
ce qui expose la majorité des stations aux mêmes conditions du milieu.
Resemblance: S17 Bray Curtis similarity
0
Similarité
20
40
60
PB7.97
PB4.97
PB9.97
PB6.97
PB2.97
PB5.97
PB11.97
PB10.97
PB3.97
PB1.97
PB8.97
PB4.98
PB8.98
PB2.98
PB2.96
PB10.96
PB6.96
PB3.96
PB4.96
PB1.96
PB7.96
PB9.96
PB5.96
PB8.96
100
PB7.98
80
Prélèvements
Figure 4.3. Classification hiérarchique ascendante des peuplements du port de Bethioua (abondances
transformées en log x +1/ Bray Curtis).
180
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
Similarité
20
40
60
PA3.96
PA1.96
PA8.97
PA12.97
PA7.97
PA5.97
PA6.97
PA4.97
PA11.97
PA10.97
PA9.97
PA3.97
PA14.97
PA8.96
PA13.96
PA7.96
PA6.96
PA12.96
PA10.96
PA11.96
PA9.96
PA4.96
PA2.96
PA5.96
PA14.96
100
PA13.97
80
Prélèvements
Figure 4.4. Classification hiérarchique ascendante des peuplements du port d’Arzew (abondances
transformées en log x +1/ Bray Curtis).
Transform: Log(X+1)
Resemblance: S17 Bray Curtis similarity
0
Similarité
20
40
60
100
PDJ7.99
PDJ38.99
PDJ9.99
PDJ12.99
PDJ3.99
PDJ34.98
PDJ36.99
PDJ14.99
PDJ11.99
PDJ13.99
PDJ10.99
PDJ23.99
PDJ18.99
PDJ8.99
PDJ25.99
PDJ31.99
PDJ6.99
PDJ1.98
PDJ33.98
PDJ10.98
PDJ14.98
PDJ34.99
PDJ15.99
PDJ33.99
PDJ27.99
PDJ17.99
PDJ30.99
PDJ29.99
PDJ16.99
PDJ35.99
PDJ19.99
PDJ28.99
PDJ22.99
PDJ32.99
PDJ20.99
PDJ24.99
PDJ1.99
PDJ37.99
PDJ4.99
PDJ2.99
PDJ21.99
80
Prélèvements
Figure 4.5. Classification hiérarchique ascendante des peuplements du port de Djendjen (abondances
transformées en log x +1/ Bray Curtis).
A l’ancien port de Skikda, aucune segmentation annuelle n’est mise en évidence. Les stations
analysées au cours de 1995, 1996, 1997 et 1998 sont distribuées de manière anarchique (figure 4.6).
Au nouveau port de Skikda, Les stations de 1995 s’isolent en deux sous ensemble sur les deux
extrémités du dendrogramme : d’un côté les stations 1, 2, 4, 5 et 7 et de l’autre les stations 9 et 10. Les
stations échantillonnées en 1997 et 1998 se distribuent anarchiquement ou de manière isolée, sauf pour
les stations 1, 2, 3 et 9 (1998) qui forment un sous groupe à part (figure 4.7). Au port de Jijel, les
stations 41 et 43 s’isolent (à gauche du dendrogramme) et toutes les autres stations se regroupent à
l’exception de la station 54 qui forme une station de transition entre cet ensemble et les deux stations
sus -mentionnées (figure 4.8).
181
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
g(
)
Resemblance: S17 Bray Curtis similarity
0
Similarity
20
40
60
APS2.98
APS3.98
APs3.97
APS4.98
APS1.98
APS4'.98
APS2.97
APS2.95
BA.96
APS1.95
APS3.95
AN20.96
100
APS4.95
80
Samples
Figure 4.6. Classification hiérarchique ascendante des peuplements de l’ancien port de Skikda
(abondances transformées en log x +1/ Bray Curtis).
a s o
og(
)
Resemblance: S17 Bray Curtis similarity
0
Similarité
20
40
60
NPSK8.95
NPSK2.95
NPSK7.95
NPSK4.95
NPSK1.95
NPSK5.95
NPSK4.98
NPSK7.97
KPB.97
NPSK9.98
NPSK2.98
NPSK3.98
NPSK1.98
NPSK4.97
KP6.97
NPSK5.97
KP5.97
NPSK10.98
NPSK3.95
NPSK7.98
NPSK11.97
KP4.97
NPSK11.95
NPSK9.95
100
NPSK10.95
80
Prélèvements
Figure 4.7. Classification hiérarchique ascendante des peuplements du nouveau port de Skikda
(abondances transformées en log x +1/ Bray Curtis).
Resemblance: S17 Bray Curtis similarity
20
Similarité
40
60
J51.99
J50.99
J49.99
J46.99
J53.99
J48.99
J44.99
J54.99
J43.99
100
J41.99
80
Prélèvements
Figure 4.8. Classification hiérarchique ascendante des peuplements du port de Jijel (abondances
transformées en log x +1/ Bray Curtis).
182
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
La situation au port d’Alger est bien distinguée avec principalement trois ensembles de stations : (i)
un premier ensemble constitué par les stations 13, 16, 17, 18, 19, 20, 21, 22, 23, 24, 25, 26, 30 et 34.
(ii) Le second ensemble est formé par les stations 35, 36, 37, 39, 40, 41, 42, 44, 45, 46, 47 et 48. (iii)
Le troisième ensemble est constitué par les stations 1, 2, 4, 6, 7, 8, 9, 10, 11, 12 et 15 (figure 4.9).
Les autres stations, s’isolent à part d’un côté les stations 3, 21’, 31 et 38 et de l’autre, les stations 22’,
29 et 33. La station 5 constitue une transition entre l’ensemble 3 précédemment décrit et le premier
groupe des stations isolées.
Au port d’Annaba, deux situations sont mises en évidence. (i) les stations 2, 3, 4, 5, 6, 7, 11 et 14
d’une part et un deuxième ensemble constitué des autres stations (figure 4.10). Le deuxième ensemble
distingue trois sous ensembles : (2.1) formé par les stations 12, 16, 19, 20, 21, 22, 23, 25, 26, 28, 30,
A, B et C. (2.2) avec les stations 5, 9, 10, 13, 15 et 17 et le sous ensemble 2.3 constitué des stations 8,
18 et 24. La station 1 s’isole à l’extrémité gauche du dendrogramme.
0
Similarité
20
40
60
100
PAL31
PAL21'
PAL3
PAL38
PAL5
PAL2
PAL7
PAL4
PAL12
PAL8
PAL1
PAL14
PAL6
PAL11
PAL15
PAL10
PAL9
PAL48
PAL39
PAL43
PAL35
PAL46
PAL45
PAL47
PAL40
PAL42
PAL36
PAL41
PAL37
PAL44
PAL34
PAL13
PAL16
PAL17
PAL25
PAL26
PAL 22
PAL24
PAL30
PAL23
PAL20
PAL21
PAL18
PAL19
PAL33
PAL22'
PAL29
80
Prélèvements
Figure 4.9. Classification hiérarchique ascendante des peuplements du port d’Alger (abondances
transformées en log x +1/ Bray Curtis).
Resemblance: S17 Bray Curtis similarity
0
Similarité
20
40
60
PAN6.96
PAN14.96
PAN7.96
PAN11.96
PAN5.96
PAN4.96
PAN3.96
PAN2.96
PAN30.96
PAN23.96
PAN19.96
PANB.96
PANC.96
PANA.96
PAN16.96
PAN12.96
PAN21.96
PAN29.96
PAN26.96
PAN28.96
PAN22.96
PAN20.96
PAN25.96
PAN17.96
PAN10.96
PAN9.96
PAN13.96
PAN8.96
PAN15.96
PAN18.96
PAN24.96
100
PAN1.96
80
Prélèvements
Figure 4.10. Classification hiérarchique ascendante des peuplements du port d’Annaba (abondances
transformées en log x +1/ Bray Curtis).
Le port de Béjaia révèle dans un ensemble toutes les stations de 1995 à part la station 12 (1995) qui
s’isole à l’extrémité gauche du dendrogramme (figure 4.11). Les stations de 1998 sont regroupées dans
un deuxième ensemble. Les stations 3 (1997) et 4 (1998) sont également isolées à part. Le
dendrogramme du port de Ghazaouet décrit une situation claire, d’une part le groupe des stations 2,
183
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
4, 8, 9, 10, 12, 13, 17, 21 et d’autre part, les stations 11 et 19 qui s’isolent à gauche du
dendrogramme alors que la station 5 se trouve dans une zone de transition (figure 4.12).
g(
)
Resemblance: S17 Bray Curtis similarity
0
Similarité
20
40
60
PBJ5.95
PBJ11.95
PBJ6.97
PBJ11.97
PBJ4.95
PBJ3.95
PBJ8.95
PBJ10.95
PBJ7.95
PBJ9.95
PBJ6.95
PBJ1.95
PBJ2.95
PBJ2.98
PBJ1.98
PBJ3.98
PBJ5.98
PBJ6.98
PBJ4.98
PBJ3.97
100
PBJ12.95
80
Prélèvements
Figure 4.11. Classification hiérarchique ascendante des peuplements du port de Bejaia (abondances
transformées en log x +1/ Bray Curtis).
Group average
Transf orm: Log(X+1)
Resemblance: S17 Bray Curtis similarity
0
Similarité
20
40
60
PGZ17.98
PGZ10.98
PGZ13.98
PGZ3.98
PGZ14.98
PGZ4.98
PGZ21.98
PGZ2.98
PGZ9.98
PGZ8.98
PGZ12.98
PGZ18.98
PGZ5.98
PGZ19.98
100
PGZ11.98
80
Prélèvements
Figure 4.12. Classification hiérarchique ascendante des peuplements du port de Ghazaouet
(abondances transformées en log x +1/ Bray Curtis).
184
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
Similarité
20
40
60
80
100
Prélèvements
POR3.96
PO1.95
POR10.96
POR9.97
POR11.97
POR29.98
POR18.98
POR21.97
POR23.97
POR22.97
POR26.00
POR3.97
POR22.98
POR29.97
POR8.98
PO9.95
PO18.95
PO19.95
PO20.95
POR18.97
POR25.97
POR23.98
POR7.01
POR26.97
POR30.97
POR19.97
POR20.97
POR6.01
POR12'.97
POR13'.97
POR4.97
POR12.97
POR15.97
POR32.98
POR21'.00
POR15.00
POR4.01
POR28.98
POR5.01
POR13.97
POR14.00
POR21'.97
POR16.00
POR1.00
POR1.01
POR2.96
POR10.00
PO10.95
POR3.01
POR4.96
POR16'.97
PO2.95
PO7.95
POR1''.00
POR8.00
PO13.95
PO15.95
PO14.95
PO12.95
PO16.95
PO11.95
PO17.95
PO8.95
POR16.98
PO1'.96
PO2'.96
POR17.98
POR21.98
POR24.98
POR12.98
POR13.98
POR15.98
POR6.97
POR5.97
POR1.97
POR2.97
POR8.97
POR14.97
POR16.97
POR1.98
POR32.97
POR9.98
POR17.97
POR24.97
Le dendrogramme du port d’Oran
traduit parfaitement la situation de ce
port, c'est-à-dire aucun ensemble ou
sous- ensemble ne s’individualise de
manière cohérente, soit sur la base de
la localisation des stations, soit par
rapport à leur exposition aux sources
de pollutions nombreuses au port,
soit par rapport à un gradient de
confinement, encore moins une
ségrégation annuelle (figure 4.13).
Les différentes stations et les
différentes années d’échantillonnage
se distribuent de manière très
aléatoire confirmant ainsi une
organisation en mosaïque des
peuplements benthiques des substrats
meubles du port d’Oran.
Figure 4.13.Classification
hiérarchique
ascendante
des
peuplements
du
port
d’Oran
(abondances transformées en log x
+1/ Bray Curtis).
185
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
Le dendrogramme de la baie d’Alger permet de distinguer deux ensembles de stations : l’ensemble 1
est formé des stations 4, 21, 46 et 55 (figure 4.14). L’ensemble 2 se subdivise en deux sousensembles : le sous -ensemble 2.1. avec un premier groupe de stations (7, 14, 15, 16, 19, 20, 25, 27,
30, 32, 37, 38, 39, 41, 42, 45, 51, 52, 54) et un deuxième groupe de stations (18, 31, 48, 56). Le
deuxième sous ensemble 2.2 est constitué des stations 10, 13, 22, 24, 34, 44, 49 et 53). Les stations 3,
17 et 29 s’isolent vers la gauche du dendrogramme.
Le dendrogramme du golfe d’Oran isole deux ensembles bien distincts : celui des stations
échantillonnées en 1997 et celui des stations échantillonnées en 1998 (figure 4.15). Le premier se
subdivise en deux sous- ensembles, d’une part les stations 12, 13, 14, 55 et 59 et de l’autre côté toutes
les autres stations de 1997 à l’exception de la station 60 qui s’isole à l’extrémité gauche du
dendrogramme et les stations 39 et 62 qui constituent des stations de transition sur le dendrogramme.
Au golfe d’Arzew, le dendrogramme isole de manière nette les stations de 1997 et celles de 1996.
Dans le premier ensemble deux sous ensembles sont mis en évidence ; le premier est constitué des
stations 2, 6, 14 et 23 et le deuxième est formé des autres stations de 1997 sauf la station 20 et où
s’incruste la station 19 de 1996 (figure 4.16). L’ensemble des stations de 1996 se scinde en deux sousensembles, le premier avec les stations 2, 3, 6 et 13 et le second avec les autres stations de 1996. La
station 20 s’isole à l’extrémité gauche du dendrogramme durant les deux situations de 1996 et 1997.
Resemblance: S17 Bray Curtis similarity
0
Similarité
20
40
60
100
BAL3.99
BAL17.99
BAL29.99
BAL34.99
BAL10.99
BAL22.99
BAL13.99
BAL24.99
BAL53.99
BAL44.99
BAL49.99
BAL18.99
BAL56.99
BAL31.99
BAL48.99
BAL19.99
BAL30.99
BAL38.99
BAL41.99
BAL39.99
BAL37.99
BAL14.99
BAL51.99
BAL7.99
BAL20.99
BAL52.99
BAL42.99
BAL15.99
BAL16.99
BAL27.99
BAL25.99
BAL32.99
BAL45.99
BAL54.99
BAL36.99
BAL21.99
BAL55.99
BAL4.99
BAL46.99
80
Prélèvements
Figure 4.14. Classification hiérarchique ascendante des peuplements de la baie d’Alger (abondances
transformées en log x +1/ Bray Curtis).
Resemblance: S17 Bray Curtis similarity
0
Similarité
20
40
60
100
GOR60.97
GO62.98
GO12.98
GO44.98
GO23.98
GO28.98
GOR39.97
GOR62.97
GOR59.97
GOR55.97
GOR13.97
GOR12.97
GOR14.97
GOR56.97
GOR47.97
GOR58.97
GOR2.97
GOR43.97
GOR1.97
GOR7.97
GOR26.97
GOR3.97
GOR4.97
GOR5.97
GOR10.97
GOR9.97
GOR19.97
GOR6.97
GOR8.97
GOR11.97
GOR31.97
GOR32.97
GOR34.97
GOR35.97
GOR38.97
GOR21.97
GOR28.97
GOR33.97
GOR20.97
GOR40.97
GOR16.97
GOR30.97
GOR27.97
GOR41.97
GOR42.97
GOR44.97
GOR45.97
GOR53.97
GOR54.97
GOR50.97
GOR52.97
GOR63.97
GOR23.97
GOR51.97
GOR48.97
GOR49.97
GOR46.97
GOR36.97
GOR17.97
GOR57.97
80
Prélèvements
Figure 4.15. Classification hiérarchique ascendante des peuplements du golfe d’Oran (abondances
transformées en log x +1/ Bray Curtis).
186
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
0
Similarité
20
40
60
GARZ16.97
GARZ12.97
GARZ15.97
GARZ9.97
GARZ13.97
GARZ8.97
GARZ7.97
GARZ5.97
GARZ4.97
GARZ19.97
GARZ17.96
GARZ18.97
GARZ19'.97
GARZ17.97
GARZ19.96
GARZ23.97
GARZ6.97
GARZ14.97
GARZ2.97
GARZ6.96
GARZ2.96
GARZ3.96
GARZ13.96
GARZ16.96
GARZ9.96
GARZ15.96
GARZ8.96
GARZ7.96
GARZ5.96
GARZ4.96
GARZ14.96
GARZ18.96
GARZ20.97
100
GARZ20.96
80
Prélèvements
Figure 4.16. Classification hiérarchique ascendante des peuplements du golfe d’Arzew (abondances
transformées en log x +1/ Bray Curtis).
Le dendrogramme de la baie de Bou Ismail permet de distinguer deux grands ensembles de stations le
premier est constitué des stations 3, 4, 5, 6, 12, 13, 14, 16, 18, 19, 20, 21, 25, 28, 31, 34, 35, 36, 37, 39,
40, B, C. Dans ce premier ensemble les stations 1 et 28 s’isolent complètement à droite du
dendrogramme. Le deuxième ensemble est formé des stations 7, 10, 11, 15, 16, 19 et 30 d’une part et
les stations 18, 22, 23 et 24 d’autre part (figure 4.17). Un groupe de stations est distribué plus ou
moins individuellement dans la partie la plus à gauche du dendrogramme (26, 27, 32, 33, 38 et A).
Resemblance: S17 Bray Curtis similarity
0
Similarité
20
40
60
100
BI 27.99
BI26.99
BIA.99
BI38.99
BI27.99
BI32.99
BI33.99
BI24.99
BI22.99
BI18.99
BI23.99
BI30.99
BI10.99
BI15.99
BI16.99
BI19.99
BI11.99
BI7.99
BI35.99
BIC.99
BI2.99
BI8.99
BIB.99
BI37.99
BI39.99
BI36.99
BI40.99
BI25.99
BI20.99
BI34.99
BI9.99
BI21.99
BI31.99
BI4.99
BI5.99
BI13.99
BI3.99
BI14.99
BI6.99
BI1.99
BI28.99
80
Prélèvements
Figure 4.17. Classification hiérarchique ascendante des peuplements de la baie de Bou Ismail
(abondances transformées en log x +1/ Bray Curtis).
Le dendrogramme du golfe de Ghazaouet permet de distinguer quatre groupes de stations (figure
4.18) : Groupe 1 : stations 2, 5, 8 et 9 ; Groupe 2 : stations 1, 3, 13, 17, 19, 21 et 23 ; Groupe 3
subdivisé en deux sous groupes, le premier est constitué des stations 6, 20, 25, 26 et 29 et le second
sous groupe est formé par les stations 4, 6, 7, 10, 11, 14, 15, 16, 17, 18, 22, 24, 27 et 28.
Le dendrogramme du golfe de Bejaia met en évidence deux ensembles de stations : l’ensemble 1 est
formé par 2 stations de 1997 et 2 autres de 1998 (figure 4.19) alors que le second ensemble est
constitué de toutes les stations de 1996 avec deux stations de 1997 (stations 2 et 7) qui se retrouvent
dans le premier sous- ensemble (2.1) avec les stations 9 (1996) et 6 (1998). Le deuxième sousensemble (2.2) est formé par les stations 6, 10, 11, 12,14 et 15 (1996) alors que le dernier sousensemble (2.3) regroupe les autres stations de 1996 (7 stations) ainsi que la station 2 (1998).
187
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
20
Similarité
40
60
GGH3
GGH1
GGH21
GGH19
GGH13
GGH23
GGH17
GGH29
GGH20
GGH26
GGH6
GGH25
GGH27
GGH15
GGH24
GGH28
GGH22
GGH11
GGH16
GGH7
GGH4
GGH10
GGH14
GGH18
GGH8
GGH12
GGH5
GGH9
100
GGH2
80
Prélèvements
Figure 4.18. Classification hiérarchique ascendante des peuplements du golfe de Ghazaouet
(abondances transformées en log x +1/ Bray Curtis).
0
Similarité
20
40
60
GBBA.97
GB10.97
GB5.96
GB7.96
GB3.96
GB4.96
GB2.96
GB8.96
GB13.96
GB2.98
GB1.96
GB14.96
GB12.96
GB15.96
GB11.96
GB10.96
GB6.96
GB6.98
GB2.97
GB7.97
GB9.96
GBBB.97
GB10.98
GB5.98
100
GB4.97
80
Prélèvements
Figure 4.19. Classification hiérarchique ascendante des peuplements du golfe de Bejaia (abondances
transformées en log x +1/ Bray Curtis).
Le dendrogramme du golfe de Skikda ne permet pas une distinction nette entre les stations, toutefois
trois ensembles sont mis en évidence et le plus évident est celui qui regroupe les stations de 1995
(figure 4.20). Au golfe d’Annaba le dendrogramme individualise un ensemble constitué de l’essentiel
des stations (16 stations). Trois stations se concentrent ensemble à l’extrémité droite du
dendrogramme (stations, 10, 15 et 27). Les stations 8 et 20 sont isolées à l’extrémité gauche du
dendrogramme (figure 4.21).
y
y
0
Similarité
20
40
60
G
SK7.97
G
SK2.98
G
SK8.98
G
SK8.97
G
SK3.98
G
SK11.98
G
SK9.97
G
SK4.98
G
S14.95
G
S12.95
GS8.95
GS3.95
G
SK5.97
G
SK7.98
GS7.95
100
G
SK13.97
80
Prélèvements
Figure 4.20. Classification hiérarchique ascendante des peuplements du golfe de Skikda (abondances
transformées en log x +1/ Bray Curtis).
188
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
0
Similarité
20
40
60
GAN27.96
GAN15.96
GAN10.96
GAN24.96
GAN22.96
GAN2.98
GAN6.96
GAN25.96
GAN30.96
GAN13.96
GAN34.96
GAN33.96
GAN3.96
GAN5.96
GAN11.96
GAN7.96
GAN3.98
GAN32.96
GAN1.98
GAN17.96
GAN9.96
GAN2.96
GAN4.96
GAN4.98
GAN8.96
GAN26.96
100
GAN20.96
80
Prélèvements
Figure 4.21. Classification hiérarchique ascendante des peuplements du golfe d’Annaba (abondances
transformées en log x +1/ Bray Curtis).
4.2. Le Ratio de Qualité Ecologique (EQR) « Ecological Quality Ration EQR »
Afin de rendre comparable les différents systèmes de monitoring dans le cadre de la Directive Cadre
de l’Eau (DCE, 2000) les résultats doivent être exprimés en Ratio de Qualité Ecologique (RQE ou
« Ecological Quality Ratio (EQR) en anglais »). Un EQR égal à un correspond aux conditions de
référence (état de référence) et des valeurs proches de zéro signifient une mauvaises qualité (statut)
écologique (Van de Bund et Solimini, 2006) (figure 4.22).
Dans le guide du CIS (guidance on monitoring) (Anonyme 2003d) l’EQR est défini comme suit:
“Ecological Quality Ratio (EQR) - The ratio between the value of the observed biological parameter
for a given surface water body and the expected value under reference conditions. The ratio shall be
expressed as a numerical value between 0 and 1, with high ecological status represented by values
close to one and bad ecological status by values close to zero”
1.
Valeur du paramètre
EQR
=
Valeur de référence
0
Eléments de la
Qualité biologique
Figure 4.22. Représentation graphique du concept de Ratio de la qualité écologique (source : Van de
Bund & Solimini, 2006).
189
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
Une des raisons principales empêchant le développement de typologies est qu'elles exigent la
disponibilité des données sur des séries temporelles avec un prélèvement et des mesures normalisés.
L'approche du R-U RIVPACS (Wright, 2000) développée pour prévoir les communautés de
macroinvertébrés de référence dans les fleuves, est un très bon exemple. A titre d’exemple, le projet de
recherche européen CHARME a développé une typologie harmonisée pour la zone côtière de la mer
Baltique d'abord à partir de « a priori » puis validée en se basant sur des données de surveillance
biologique existantes des pays autour de la mer baltique.
Dans beaucoup de pays l’insuffisance des données ne permet de réaliser les tests statistiques et la
validation des modèles ; dans ce genre de situations, l'opinion experte peut être la seule possibilité
pour définir des conditions de référence. En outre, la définition commune de situations de référence
peut constituer également une alternative au défict de données. Une des recommandations serait
d’identifier dans des zones non soumises à des facteurs de pollution, des stations dites « de référence »
et qui peuvent être choisies en utilisant les deux critères disponibles de données et/ou de pression de
surveillance. Cette approche permettrait également l'établissement d'un réseau de zones de référence,
où des données pour les indicateurs de la qualité biologiques dans des conditions de référence peuvent
être obtenues. En tout état de cause, le jugement expert peut présenter une alternative dans les zones
où il n’y a pas de données.
4.2.1. Fréquence relative des moyennes et du minimum de l’EQR
L’analyse de la figure 4.23 A montre une différence significative entre les valeurs moyennes de la
fréquence relative des EQR obtenus à partir de l’AMBI, H’ et de l’ITI. Sur le graphique un décalage
vers la droite au profil des milieux ouverts est nettement mis en évidence avec une zone de
chevauchement qui s’exprime entre des valeurs de 0.5 et 0.9 mais plus clairement dans un intervalle
plus réduit (0.6 – 0.85). Ce décalage exprime une meilleure situation globale des golfes et de baies par
rapport aux milieux portuaires. Cela conforte l’idée d’un meilleur état écologique des baies et des
golfes par rapport aux ports en Algérie.
Golfe
Ports
Figure 4.23 A. Test comparatif de la fréquence relative moyenne « mean » de l’AMBI, H’ et de l’ITI
des baies/golfes et des ports algériens.
La même approche est réalisée à partir des valeurs minimales des deux types de milieux (ouverts et
semi fermés). Dans ce second cas, le décalage existe mais il s’oriente plus vers des valeurs proches de
zéro dans les ports, en particulier pour les valeurs situées entre 0,00 et 0.25. La figure 4.23 (B)
démontre qu’il existe aussi certains compartiments des golfes et des baies montrant des valeurs de
l’EQR qui les rapprocheraient des ports, suggérant une situation de dégradation avancée. Ce cas est
190
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
très visible aux stations confinées et sur celles exposées directement soit à la pollution portuaire, soit à
la pollution provenant des activités développées à terre via les oueds.
Golfe
Ports
Figure 4.23 B. Test comparatif de la fréquence relative minimum de l’AMBI, H’ et de l’ITI des
baies/golfes et des ports algériens.
4.3. Recherche d’un état de référence
Pour permettre la comparabilité de tous nos résultats d’indices biotiques, il a été procédé à la
définition d’un état de référence écologique pour la macrofaune benthique des substrats meubles de la
côte algérienne. La notion d’«état de référence » corresposond à l’état le plus originel possible de la
situation écologique du prélèvement (fond). On peut imaginer que dans telles conditions, le
peuplement est riche qualitativement, équilibré numériquement, sans prépondérance des espèces
opportunistes qui sont réduites quantitativement à un seuil marginal sans incidence particulière dans la
structuration et le fonctionnement de l’écosystème benthique considéré. Il est, aussi, possible
d’imaginer dans de telles conditions, des valeurs élevées pour H’ et proches de 1 pour J’. Dans un état
normal (de référence) la chaîne trophique est diversifiée et l’abondance des déposivores de surface
mais surtout des déposivores de subsurface reste faible.
Il s’agit alors de calculer des seuils pour mieux situer la notion de faible pour les DSS par exemple, du
seuil de richesse spécifique, d’équilibre numérique et de la valeur de densité qui est considérée
normale. Pour cette dernière, il s’agit aussi, de ne pas la prendre dans l’absolu. Il est possible,
effectivement, d’avoir une forte densité dans un état écologique anormal (pollution) avec une
prolifération des espèces indifférentes, tolérantes ou résistantes à la pollution notamment organique.
Comme il est aussi possible de retrouver des valeurs de J’ proche de 1 sans pour cela, en conclure
quant à un état d’équilibre numérique, car il est fréquent d’avoir des situations d’équilibre dans le
déséquilibre (peuplement oligospécifique avec une bonne répartition des individus entre espèces).
Dans ces conditions l’état de référence écologique n’est pas une série de conditions qui peuvent être
partiellement remplies ou au choix mais bien un seuil de H’, un seuil de S, un seuil de N, un seuil pour
l’AMBI, tous satisfaits en même temps. Pour ce faire, et en collaboration avec T. Ruellet et J.C.
Dauvin de la Station Marine de Wimereux (Université des Sciences et Technologies de Lille) il a été
procédé à partir de notre jeu de données à des essais sur la base des percentiles ("centiles" dans
Excel).
191
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
Selon Ruellet (Communication personnelle) il est possible de définir cet état à partir de l'abondance
des différents groupes écologiques et trophiques (l'utilisation directe des pourcentages amènerait à des
erreurs grossières car la somme des pourcentages par exemple des 5 groupes écologiques définis par
l'AZTI pourrait être supérieure à 100 %) et recalculer ensuite les pourcentages correspondant en vue
de calculer les différents indicateurs testés. Puisque la technique des sommes cumulées n'a pas révélé
de ruptures de pente, une limite arbitraire doit être choisie. Les centiles 0,8 sont testés. Cela signifie
que l'on considère pour chaque variable que 20 % des stations sont en bon état. Bien évidemment, plus
les variables sont combinées entre elles et moins il y a de stations présentant un bon état pour chaque
variable examinée.
- Les conditions d’un état de référence pour la côte algérienne
Un milieu non perturbé qui servira de référence pour les fonds meubles de la côte algérienne est un
milieu où (plusieurs hypothèses sont émises):
1. la richesse spécifique est grande : centile (0,8) de S = 40 taxa et centile (0,8) de ES (50) = 23,50
taxa.
2. la diversité est grande : centile (0,8) de H'(log2) = 4,35 bits, centile (0,8) de H'(log) = 3,02 et
centile (0,8) de H'(log10) = 1,31.
3. les organismes sont abondants : centile (0,8) de N = 334 individus par prélèvement.
4. GE5 est absent : Ab_GE_5 = 0 individu.
Compte tenu de ces critères (Ab_GE_5 = 0, N>334 individus, H'(log2)>4,35 bits et S>40 taxa), seul le
prélèvement GOR53.97 peut servir de référence pour les indicateurs basés sur les GE. Cette station est
localisée dans le golfe d’Oran. D'où : AMBI = 0,87, BENTIX = 5,46, BOPA = 0,00673, BO2A
= 0,00673 et BQI = 29,98.
Cet état de référence (milieu non perturbé) correspond à un milieu où : GE5 est absent et le GE1
domine : I2EC = 0 (et non 1 car S >40 et N>1000 ind/m2 si le milieu est non perturbé). L'I2EC ne se
prête pas à l'établissement d'un EQR.
Un milieu non perturbé est un milieu où S = 70 %, C & O = 15 %, DS & M = 10 % et DSS = 5 %.
D'où ITI = 83,35.
Un milieu non perturbé est un milieu où DS & M = 5 %, DSS = 5 %, C & O = 5 % et donc S = 85
%car il faut une diversité trophique et une dominance des suspensivores pour que le système
fonctionne correctement. D'où ITI = 90.
Un milieu non perturbé est un milieu où S = 40 %, DS & M = 30 %, DSS = 25 % et C & O = 5 %.
D'où ITI = 68,36. Cette valeur est proche de la limite fixée habituellement à 60 entre l'état modifié et
l'état normal. C'est cette valeur de ITI = 60 qui est retenue comme valeur de référence.
Un milieu non perturbé est un milieu où S > 50 %, DS & M > 5 %, DSS > 5 % et C & O > 5 % car il
faut une diversité trophique et une dominance des suspensivores pour que le système fonctionne
correctement, ce qui peut correspondre à 11 prélèvements différents (ITI allant de 66 à 85). La valeur
de référence pour l'ITI serait donc de 66 selon ce raisonnement. Cette valeur est là encore proche de la
limite fixée habituellement à 60 entre l'état modifié et l'état normal.
Un milieu non perturbé pourrait être un milieu où GE1 = 40 %, GE2 = 30 %, GE3 = 25 %, GE4 = 5 %
et GE5 = 0 %.
192
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
ex emple de c ourbe des s ommes c umulées
exemple de courbe de sommes cumulées brutes
S omme C umulée de S
20000
15000
A
10000
5000
3000
2500
2000
1500
500
0
0,00
0
0
200
400
600
B
1000
800
0,20
C D
2500
2000
N
S
1,00
A bondanc e
80
60
40
1500
1000
500
0,20
0,40
0,60
0,80
0
0,00
1,00
0,20
0,40
0,60
0,80
1,00
perc entile
perc entile
Indic e de S hannon
A MB I
7
7
6
6
5
5
A MB I
H' (log 2)
0,80
3000
120
100
4
3
E
2
4
3
F
2
1
0
‐10,00
0,60
perc entile
R ic hes s e s péc ifique
160
140
20
0
0,00
0,40
1
0,20
0,40
0,60
0,80
0
0,00
1,00
0,20
0,40
0,60
0,80
1,00
perc entile
perc entile
Figure 4.24. La feuille "centiles" calcule les centiles 0 à 1 par pas de 0,01 de chaque champ. A : La
feuille "SomCumBrutes" contient les sommes cumulées de S et de H'(log2). B : La feuille "exemple
courbe SomCum" illustre cela avec S (courbe de forme exponentielle avec les centiles). C :
Percentile - Richesse spécifique. D : Percentile – Abondance. E : Percentile – H’. F : AMBI La
feuille "SomCumCentiles" contient les sommes cumulées de ces centiles afin de repérer où se
produisent les ruptures de pente. Ces courbes sont de forme exponentielle en général (droite pour
l'ITI) et ne permettent donc pas de repérer une rupture de pente.
G roupes éc olog iques
G
100
GE 1
1
90
80
% GE 70
60
GE 2
G
E
2
GE 3
G
E
3
GE 4
G
E
4
50
40
30
20
10
0
0,00
G
E
0,20
0,40
0,60
0,80
1,00
perc entile
Figure 4.25. Le test des percentiles pour le choix de la situation de référence réalisé en fonction des groupes
écologiques.
193
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
La question de la zone de référence a été abordée et commentée par Dauvin et al. (sous presse). Ces
auteurs associent la qualité écologique des communautés benthiques à l'établissement d'un rapport
écologique de qualité, c.-à-d. le rapport à la qualité observée à celui d’un site de référence. Ce concept
de sites de référence a été en grande partie commenté par Borja et Muxika (2005) ; Muxika et al.
(2007). Cette question n’est pas aisée à résoudre particulièrement dans les environnements stressés tel
que des ports et des eaux transitoires. Souvent, les échantillons à forte richesse spécifique et à indice
de Shannon important (H'≥ 3) sont retenus comme référence (Grimes et al. 2010). Il est indiscutable
que des observations antérieures aux deverseements des hydrocarbures comme dans le cas de d'Amoco
Cadix (Dauvin, 1998, 2000) permettent de mieux mesurer l'effet d'une perturbation. L'accumulation
des données le long de la côte Nord-Atlantique, de la Méditerranée occidentale et le long de la côte
algérienne (Bakalem et al., 2009 ; Grimes et al., sous presse) permet une meilleure connaissance du
statut benthique à une certaine période mais ne peut pas nécessairement constituer un statut de
référence sans activités humaines. Ce point renforce le fait que la plupart des eaux côtières et
transitoires qui sont sous les influences anthropiques depuis plus d'un siècle et qu'il est très difficile,
sinon probablement impossible de trouver un kilomètre de côte marine sans effet de l'homme. Seuls la
surveillance et le suivi à long terme de quelques substrats benthiques sont en mesure de garantir des
informations pertinentes sur la résistance et la résilience à même de mesurer l’intervalle de
fluctuations normales climatiques des écosystèmes côtiers. De telles données sont souvent nécessaires
pour mesurer avec précision l'impact de la pollution (Dauvin, 2010).
Le macrobenthos étant un excellent candidat pour déterminer le statut de la qualité écologique des
zones côtières, Dauvin et al. (2010) proposent à l'avenir quelques recommandations pratiques
principalement à l'adresse des recherches dans le cadre de l'évaluation de la qualité benthique dans de
nombreuses études d'impact :
- La consultation des bases de données existantes dans un secteur tel que la base de MacroBen
(Grémare et al., 2009) pour identifier la gamme des paramètres démographiques du benthos (richesse
spécifique, abondance, espèces dominantes) dans des secteurs contrastés : la zone ouverte, les baies et
les zones transitoires où l'impact humain est faible.
- La question est de savoir si les experts disponibles sont impliqués dans l'évaluation de qualité
benthique, leur meilleur jugement professionnel comme une première approche.
- Pour identifier les taxa au moins au niveau famille, qui permettent d’évaluer le statut de la qualité
benthique au moins sur deux types d'indices : ceux basés sur les groupes écologiques, tels que l'AMBI,
ou le BO2A, car facile à utiliser et de plus il est enraciné dans le principe de la suffisance
taxonomique; ceux basés sur la diversité, telle que l'indice H’ de diversité de Shannon qui a montré
des changements modérés quand il est calculé au niveau espèce, genre ou au niveau de famille
(Dauvin et al., 2009). Dauvin et al. (2010) ne recommandent pas l'utilisation de l'ITI pour l'évaluation
de qualité benthique.
En conclusion, il s'avère que les indices biotiques ont favorisé l'identification des espèces résistantes et
celles tolérantes à la perturbation anthropique (Dauvin et al., 2010). Ces auteurs encouragent à l'avenir
l’utilisation des méthodes pragmatiques et simples qui sont pour la plupart du temps responsables
d'évaluer la qualité benthique dans de nombreuses études d'impact. Ces auteurs suggèrent, que classer
l'EcoQS d'une communauté benthique n’a pas pour finalité d'identifier la biodiversité de cette
communauté, ni de fournir des éléments sur le fonctionnement benthique d'écosystème, clairement ; le
meilleur jugement professionnel et la suffisance taxonomique devraient être encouragés dans de telles
approches diagnostiques.
194
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
4.4. Le benthos comme indicateurs du milieu (Zoning)
Les groupements (associations d’espèces) benthiques sont reconnus comme un bon descripteur des
conditions écologiques marines (Carvalho et al., 2006). Ces groupements permettent, ainsi, de
qualifier le milieu. Cela est directement lié au rôle important et essentiel que jouent les peuplements
benthiques dans l’écosystème côtier en général (Rhoads et al., 1978, Chapman et al., 1987, Rees et al.,
1990). Ce rôle s’explique dans une large mesure par les contacts étroits qui existent entre la
macrofaune benthique et le substrat, lieu d’accumulation de la matière organique mais aussi des
différentes contaminations chimiques (métaux lourds et hydrocarbures).
Les communautés benthiques sont souvent utilisées pour évaluer l’impact de la pollution sur
l’écosystème (Reish, 1973; Bellan, 1967; Fresi et al., 1983; Hily, 1984; Ryggs, 1985; Beukema et
Cade, 1986; Warwick, 1986; Majeed, 1987; Crema et al., 1991; Ros et Cardell, 1991; Elias, 1992;
Dauer, 1993; Dauvin, 1993; Engle et al., 1994; Lamy et Guelorget, 1995; Grall et Glemarec, 1997;
Salen-Picar et al., 1997; Weisberg et al., 1997; Roberts et al., 1998; Cardell et al., 1999; Borja et al.,
2000. Olsgard et Somerfield, 2000; Eaton, 2001; Sparks-McConkey et Watling, 2001; Borja et al.,
2003; Solis-Weiss et al., 2004; Van Hoey et al., 2004; Simboura et al., 2005; Labrune et al., 2006;
Simboura et al., 2007; Pinto et al., 2008).
Reish (1955) a été le premier à établir une classification de l’écosystème marin benthique en rapport
avec le degré de pollution. Il s’est essentiellement basé sur la distribution de polychètes tolérantes à la
pollution, en particulier Capitella capitata afin d’établir une cartographie de la pollution à travers
l’utilisation de cette espèce comme indicateur écologique. Des travaux similaires ont été réalisés à
partir du début des années 1970 à en Scandinavie par Leppäkoski (1975) et Rosenberg et al. (1975).
En Méditerranée Bellan (1967a, 1967b) a réalisée des situations de référence en utilisant la matrice
lmacrozoobenthique pour la caractérisation de la qualité du milieu.
Leppäkoski (1975) a identifié 5 zones de perturbation : (1) zone très polluée, (2) zone polluée, (3) zone
semi polluée, (4) zone semi propre « sub – normale » et (5) zone propre « normale ». Sur la base de
ces travaux et bien d’autres en rapport avec la distribution tant spatiale que spatio-temporelle de la
macrofaune benthique en liaison avec la qualité du milieu, Pearson et Rosenberg (1978) ont établi un
modèle de distribution des peuplements benthiques pour caractériser la qualité du milieu.
Selon Rosenberg et al. (2004) les espèces très opportunistes ou encore r-opportunistes au sens de Gray
(1979) telles que Capitella capitata se caractérisent par une faible longévité mais aussi leur capacité à
coloniser rapidement des fonds « afaunés ». Selon Rosenberg et al. (2004) les larves de ces espèces
sont sûrement résistantes et tolérantes à l’enrichissement en matière organique mais par contre les
adultes ne sont pas nécessairement tolérants vis-à-vis de la perturbation physique ou à la déficience en
oxygène. Le consensus est établi sur au moins les espèces les plus opportunistes Capitella capitata et
Malacoceros fuliginosa.
Selon Rosenberg et al. (2004) la classification des différentes espèces ou taxa est parfois
subjectivement posée et peut changer d’un auteur à un autre et d’une zone géographique à une autre.
Les méthodes pour réaliser une cartographie spatiale des peuplements en relation avec le degré de
perturbation ont été proposées par Reish (1955) pour le port de Los angeles, Leppäkoski (1975) pour
les zones côtières suédoises et finlandaises, par Weisberg et al. (1997) pour la baie de Chesapeake, et
Bellan (1967) pour le port de Marseille. Des zonings ont été établis dans les mileiux portuaires en
Algérie à partir de la qualité des peuplements benthiques par Rebzani (1991) au port d’Alger, Bakalem
(communication personnelle) au port d’Annaba et par Grimes et Bakalem (1993) pour les peuplements
de l’ancien port de Skikda, ainsi que par Grimes et Boudjakdji (1996) au port d’Oran.
Afin de développer les EcoQ, le groupe de travail sur les objectifs de qualité écologique (EcoQ) pour
les espèces benthiques opportunistes (SGSOBS/ICES/CIEM/2004) considère : (i) le dénombrement
direct de l’abondance des espèces sensibles et des espèces opportunistes et (ii) le dénombrement de la
densité des espèces sentinelles. Selon le SGSOBS (2004) trois catégories de stress peuvent affecter les
195
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
peuplements benthiques : (i) stress chimique (nitrates/phosphates, matière organique, sousoxygénation, métaux lourds, hydrocarbures, salinité, composés synthétiques ; (ii) stress physique ou
perturbation mécanique (pêche, dragage, changement de la granulométrie du substrat, changement de
température, MES, courantologie, centrales thermiques, dépôts sédimentaires). (iii) stress biologique
(parasitisme, maladies, disparition d’espèces, espèces invasives).
En 2003, une première liste comprenant 24 espèces opportunistes identifiées par le groupe ICES/
WGECO (2003) (Borja et al., 2000, 2003). Cette liste a été actualisée et étendue à 54 espèces
opportunistes de premier ordre et 119 d’espèces opportunistes de second ordre (Capitella capitata,
Cirratulus cirratus, Chaetozone setosa et Polydora ciliata).
Il est bien entendu fait mention que ces espèces peuvent réagir différemment selon des conditions
locales. Pearson & Rosenberg (1978, 1987) soulignent la grande importance de la guilde trophique des
espèces en tant que facteur de stress déterminant par rapport à la réponse des espèces opportunistes. La
majorité des indices se basent sur le paradygme de Pearson-Rosenberg (Pearson-Rosenberg, 1978) :
(1) la richesse spécifique tend à augmenter, (2) la dominance des espèces tend à diminuer, et (3) la
proportion des espèces sensibles à la pollution tend à augmenter durant une seccession secondaire de
perturbation (Labrune et al., 2006).
Divers groupes systématiques sont recommandés en tant qu’indicateurs de stress du milieu. Gomez
Guereira et Dauvin (2000) et Dauvin et Ruellet (2007) utilsent le ratio polychètes opportunistes
/amphipodes pour le calcul du BOPA et du BO2A. Corbera et Cardell (2000) se base sur les cumacés ;
Ros et Cardell (1991), Samuelson (2001) sur les polychètes ainsi que Rosenberg et al. (2004) qui se
basent sur les Capiteallidae. Bellan (1980) se base sur les polychètes, cet auteur propose l’indice IP qui
correspond au radio : dominance des polychètes tolérantes à la pollution/dominance des espèces
indicatrice de propreté (pureté) en considérant que ce ratio est directement lié à la quantité de matière
organique. De Boer et al. (2001) (in Simboura et Zenetos, 2002) proposent un indice calculé sur la
base du ratio espèces à stratégie- r /espèces à stratégie – k.
Des organisations internationales (OSPAR-HELCOM Convention ; ICES) ont pris conscience de la
nécessité de développer de nouveaux instruments afin d’évaluer les impacts anthropiques sur les
habitats marins (Borja et al., 2003).L’utilisation de la macrofaune benthique en tant qu’indicateur
(descripteur) de l’état de l’environnement marin s’est renforcées ces dernières années dans diverses
régions du monde aussi bien en milieu marin côtier, estuarien que lacustre et lagunaire.
La macrofaune benthique joue un rôle fondamental dans les process sédimentaires et dans les relations
proies - prédateurs, et « bioingineers », généralement cette matrice a une réaction significative par
rapports aux changements qui s’opèrent dans le milieu, soit en rapport avec la structure sédimentaire
ou la qualité chimique du milieu (Quintino et al. 2006). Parce que la macrofaune benthique intègre
bien la qualité sédimentaire beaucoup d’indices se basent sur cette macrofaune (Quintino et al. 2006).
Le tableau 4.3 donne la liste actualisée des indices biotiques et des méthodes de caractérisation de la
macrofaune benthique des substrats meubles (ICES, 2008) et le tableau 4.4 renseigne sur les
méthodlogies utilisées par différents pays européens.
196
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
Tableau 4.3. Liste actualisée des indices biotiques et des méthodes de caractérisation de la macrofaune
benthique des substrats meubles (ICES, 2008).
UNIVARIATE INDICES
Descripteurs (Abondance, Nombre d’espèces, Biomasse,…)
Indices de diversité
Shannonʹs indices of diversity and Evenness
Hurlbert Index
Taxonomic diversity index and Taxonomic distinctness
Benthic Pollution Index (BPI)
Margalef’s index
Simpsonʹs indices of dominance, diversity and evenness
Pielou’s indices of dominance and evenness
Brillouin indices of diversity and evenness
Hillʹs diversity numbers and evenness measures
Shannon & Weaver, 1949
Hurlbert, 1971
Warwick & Clarke, 1995
Leppäkoski, 1975
Margalef, 1968
Simpson, 1949
Pielou, 1966
Brillouin, 1956
Hill, 1973
Méthodes graphiques
K‐dominance curves
ABC curves
RFD (Rank Frequency Distribution)
Lambshead et al, 1983
Warwick & Clarke, 1994
Frontier, 1985
Groupes écologiques
Annelid Index of Pollution
Benthic opportunistic polychaetes amphipods
index (BOPA) and BO2A
AZTI Marine Biotic Index (AMBI)
Bentix
Coastal Endofaunic Evaluation Index (I2EC)
Biotic Index (BI)
Indicator Species Index
Bellan, 1980
Gomez Gesteira & Dauvin, 2000;
Dauvin & Ruellet, 2007
Borja et al, 2000; Borja et al, 2003;
Borja et al, 2004
Simboura & Zenetos, 2002
Grall and Glémarec, 2003
Majeed, 1987; Grall & Glémarec, 1997; Hily,
1984; Hily et al., 1986;
Rygg, 2002
INDICES FONCTIONNELS
Ecological Evaluation Index (EEI)
Infauna Trophic Index (ITI)
Orfanidis et al., 2001
Word, 1979; 1980; Maurer et al, 1999
INDICES MULTIMETRIQUES
Pollution Coefficient
Biological Quality Index (BQI)
Infauna Ratio Reference of Sediment Quality Triad (RTR)
Benthic Index of Estuarine Condition
Benthic condition Index (BCI)
Benthic Index of biotic integrity (B‐IBI)
Ecofunctional Quality Index (EQI)
Benthic Quality Index (BQI)
Danske Kvalitet Indeks (DKI)
Infaunal Quality Index (IQI)
Norwegian Quality Index (NQI)
Marine Biotic Index Tool (MarBIT)
Benthic Ecosystem Quality Index (BEQI)
Brackish water Benthic Index (BBI)
Benthic Habitat Quality (BHQ)
DAPHNE
Satsmadjis, 1982; 1985
Jeffrey et al., 1985; Wilson & Jeffrey, 1987;
Wilson & Elkaim, 1991; Wilson & Jeffrey, 1994
Chapman et al., 1987
Weisberg et al., 1993; Schimmel et al., 1994; Strobel et al., 1995
Engle et al., 1994; Engle & Summers, 1999; Paul et al., 2001
Ranasinghe et al., 1994; Weisberg & Ranasinghe, 1997; Van
Dolah et al., 1999; Llanso et al., 2002a; Llanso et al., 2002b
Fano et al., 2003
Rosenberg et al., 2004
Borja et al., 2007
Prior et al., 2004; Borja et al., 2007;
Rygg, 2002; 2006; Borja et al., 2007
Meyer et al., 2006
Van Hoey et al., 2007
Perus et al., 2007
Nilsson & Rosenberg, 2000
Forni & Occhipinti Ambrogi, 2007
197
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
Tableau 4.3 (suite). Liste actualisée des indices biotiques et des méthodes de caractérisation de la
macrofaune benthique des substrats meubles (ICES, 2008).
APPROCHE MULTIVARIEE ET
Plusieurs logiciels peuvent être utilisés pour les analyses multivariées et pour l’approche par
modélisation ex. PRIMER, Canoco, …
Benthic Response Index
Principal Response Curves (PRC)
M‐AMBI
P‐BAT
Smith et al., 2001
Pardal et al., 2004
Borja et al., 2004; Muxika et al., 2007
Tableau 4.4. Méthodologies utilisées par différents pays pour la qualification du statut écologique
(benthique) des milieux dans le cadre de la DCE. Sen/op: espèces sensitible/opportunistes; H’:
diversité; Nº: abondance; S: Richesse spécifique; Marg: Margalef; Simil: similarité; Biom: biomasse.
GT: Groupes trophiques (source ICES, 2008).
Méthode AMBI BQI
GT
Estonie
Finlande
Suède
Norvège
Danemark
Allemagne
Hollande
Belgique
Grande
Bretagne
Irlande
France
Espagne
Portugal
Sen/op H’
N°
S
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
Marg Simil Simp
Biom
X
BBI
BQI
NQI
DKI
M-AMBI
BEQI
BEQI
IQI
IQI
M-AMBI
M-AMBI
P-BAT
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
198
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
4.4.1. Zoning des milieux portuaires à partir des indices biotoiques
Port de Ghazaouet (figure 4.26)
Les peuplements du port de
Ghazaouet sont classés par l’AMBI
modérément pollués. Le Bentix les
classent modérément pollués à pollués
alors que les autres indices utilisés
(ITI, H’ BOPA, BQI) les classent
globalement très pollués.
Cette analyse montre que les résultats
obtenus dans ce port présentent une
forte cohérence en particulier entre
AMBI-ITI, BQI-H’-BOPA d’autre
part.
Ces classifications sont très conformes
aux autres aspects du peuplement
portuaire de Ghazaouet, notamment par
rapport à la diversité spécifique qui
permet de distinguer trois lots de
stations :
(i)
stations
extrêmement
oligospécifiques
avec
S≤3
espèces (stations 5, 11 et 19), ces
deux
dernières
stations
présentent la particularité d’être
les moins pourvues en nombre
d’individus (1 et 4 individus),
(ii)
des stations très oligospécifiques
avec 3<S ≤ 9 espèces et (iii)
stations oligospécifiques avec
9<S ≤ 16.
Figure 4.26. Zoning du port de Ghazaouet à partir des indices biotiques pour l’année 1998.
199
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
Port d’Arzew (figures 4.27 et 4.28)
Mis à part le BQI qui classe tous les
peuplements du port d’Arzew en peuplements
très pollués dans toutes les situations, tous les
autres indices révèlent des situations plus
nuancées même si la tendance générale est
aux peuplements modérément pollués.
Aucune différence n’est mise en évidence
entre la classification basée sur les résultats du
BOPA et celle basée sur le BO2A (identique à
100 %).
L’AMBI et le BENTIX donnent des résultats
sensiblement proches avec deux peuplements
très pollués mis en évidence par l’AMBI (121997 et 13-1998) et un seul peuplement très
pollué individualisé par le BENTIX (station
12-1996 et les stations 11 et 12 de 1996 et de
1997). L’ITI révèle une alternance de stations
normales à modérément polluées avec une
nette tendance à cette dernière. En 1998, la
moitié des peuplements du port d’Arzew sont
classés bonne - très bonne qualité, et l’autre
moitié est classée modérément polluée.
H’ accentue les résultats de l’AMBI et du
BENTIX mais plutôt vers une bonne qualité
écologique, en particulier en 1996 alors qu’en
1997, H’ classe les peuplements de ce port
très pollués en discordance avec les deux
indices sus mentionnés.
Avec quelques nuances la classification
obtenue par le BOPA montre plus de
conformité avec celles obtenues par l’AMBI
et le BENTIX en 1996 et une situation
intermédiaire entre les résultats de ces deux
indices d’une part et ceux du BQI pour 1997
et 1998.
Selon les valeurs du BQI une forte tendance
aux peuplements polluée se dégage dans
toutes les situations étudiées.
Figure 4.27. Zoning du port d’Arzew à partir des indices biotiques pour l’année 1996.
200
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
Figure 4.28. Zoning du port d’Arzew à partir des indices biotiques pour les anneés 1997-1998.
201
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
Port de Bejaia (figure 4.29 et 4.30)
Trois tendances se dégagent à partir des valeurs des
indices au port de Bejaia : (i) L’AMBI et le
BENTIX qui donnent des résultats assez proches
avec des peuplements globalement modérément
pollués pour le premier et quelques nuances pour le
second qui met en évidence quelques peuplements
fortement pollués (stations 3, 4, 8 et 10) en 1995.
Ces deux indices donnent des résultats quasiment
identiques en 1997 et en 1998.
Le BOPA révèle en 1995 une situation en mosaïque
spatiale (identique) : on retrouve quatre catégories
de pollution (très bonne qualité, bonne qualité,
qualité modérée, très mauvaise qualité). Les
résultats du BOPA en 1997 et 1998 sont très
proches de ceux de l’ITI. En 1995, ce dernier
indice, mis à part les stations 6 et 7 ainsi que la
zone avant port, les résultats sont les mêmes.
Le BQI révèle une situation de grande pollution sur
quasiment toute la surface portuaire en 1995.
H’ met en évidence une situation et une
classification
des
niveaux
de
pollution
intermédiaire entre les classifications obtenues
d’une part par l’AMBI, le BENTIX, le BOPA et
l’ITI et celle mise en évidence par le BQI.
Figure 4.29. Zoning du port de Bejaia à partir des indices biotiques pour l’année 1995.
202
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
Figure 4.30. Zoning du port de Bejaia à partir des indices biotiques pour les années 1997- 1998.
203
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
Port de Jijel (figure 4.31)
La situation au port de Jijel est très claire : (i) d’une
part la classification obtenu par 5 indices (AMBI,
BENTIX, BOPA, H’ et l’ITI) et (ii) celle donnée
par le BQI.
Pour le premier groupe d’indices la zonation donne
globalement des peuplements macrobenthiques
modérément pollués à bonne qualité écologique.
Une seule exception est toutefois mise en évidence
par H’ à la station 43 qui est classée très polluée.
Les valeurs du BQI classent quasiment la totalité
des stations très polluées, sauf la station 54 qui est
classée modérément polluée. Cette zonation
contraste avec toutes les autres classifications.
L’organisation des peuplements du port de Jijel
semble obéir à la disposition des rejets et le
confinement.
Cette classification traduit la
situation de transition écologique en terme de
qualité du milieu de ces fonds, ce qui suggère que
si les conditions actuelles sont maintenues, nous
assisterons à une dégradation de la qualité
écologique globale des peuplements du port de
Jijel.
Figure 4.31. Zoning du port de Jijel
partir des indices biotiques.
204
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
Ancien port de Skikda (figures 4.32 et
4.33)
En 1995, les peuplements de l’ancien port de
Skikda sont
classés par l’AMBI, le
BENTIX, H’ et l’ITI modérément polluées,
soit une situation de transition écologique.
Complètement en contraste avec cette
classification les résultats du BQI classent
ces peuplements très pollués alors que les
résultats du BOPA permettent d’obtenir un
zoning en mosaïque intermédiaire entre ces
deux situations.
En 1997 et 1998, les classifications obtenues
par les différents indices sont plus tranchées.
D’un côte le BQI qui classe toutes les
stations très polluées et de l’autre, les autres
indices qui mettent en évidence des stations
modérément polluées, de bonne qualité et de
très bonne qualité à deux exceptions près le
BOPA en 1998 qui met en évidence une
stations très polluée (APS3) mais surtout H’
en 1997 qui est en contradiction avec tous les
autres indices et qui confirme la totalité de la
classification obtenue par le BQI.
Au vu des résultats par les différents indices,
il est évident que les peuplements
macrozoobenthiques des substrats meubles
de l’ancien port de Skikda ont connu une
stabilité de leur statut écologique entre 1995
et 1998.
Cela suggère que les pollutions et les
perturbations liées aux activités anthropiques
dans la zone, notamment les rejets directs
dans le port (eaux usées) sont restés dans les
mêmes proportions et probablement avec la
même nature.
Figure 4.32. Zoning de l’ancien port de Skikda à partir des indices biotiques pour l’année 1995.
205
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
Figure 4.33. Zoning de l’ancien port de Skikda à partir des indices biotiques.
206
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
Nouveau port de Skikda (figures 4.34 et 4.35)
En 1995, les zonings obtenus à partir des différents indices présentent quelques nuances mêmes si
globalement, comme pour la majorité des zonings réalisées dans le cadre de cette étude, d’un côté
l’AMBI, le BENTIX et à un degré moindre le BOPA et H’ donnent des résultats relativement proches
(sauf pour le BOPA aux stations 5 et 10 (très polluées). Les quatre indices classent généralement les
peuplements benthiques de ce port, soit en modérément pollués, soit de bonne à très bonne qualité
écologique.
Le BQI de son côté maintient sons caractère « sévère » de l’affectation du statut écologique et classe
une partie importante des fonds de ce port, soit polluée ou très polluée.
A l’exception de l’ITI en 1997 (station 11) et en 1998 (stations 7 et 10) classées très polluées, les
autres classification (autres indices) en 1997 et 1998 donnent globalement les mêmes résultats.
Toutefois, il est utile de souligner que H’ confirme totalement la classification du BQI en 1997 alors
qu’en 1998 une discordance totale entre ces deux classifications est mise en évidence. La classification
obtenue à partir de H’ en 1998 est plutôt en conformité avec celles autres indices (AMBI, BENTIX,
BOPA, ITI).
Figure 4.34. Zoning du nouveau port de Skikda (1995-1997) partir des indices biotiques.
207
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
Figure 4.35. Zoning du nouveau port de Skikda à partir des indices biotiques pour les années
1997-1998.
208
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
Port d’El Kala (figure 4.36)
Une forte concordance entre le BOPA, H’ et le BQI est obtenue pour le statut écologique des
peuplements des fonds meubles du port d’El Kala, soit des peuplements pollués à fortement pollués.
L’AMBI et le l’ITI confirment seulement le statut de la station 2 alors que le BENTIX confirme le
statut de deux stations (1 et 2). Nos résultats montrent pour ce port que les classifications de l’AMBI
et de l’ITI sont plus proches entre elles que des autres.
Figure 4.36. Zoning du port d’El Kala partir des indices biotiques.
209
Chapitre 4
4.4.1.1. Cas pertinent du
(figures 4.37 et 4.38)
Qualité du milieu et statut écologique
port d’Alger : deux compartiments d’inégale perturbation
L’organisation des peuplements macrobenthiques du port d’Alger est révélatrice de la complexité de la
structuration des espèces dans les conditions du confinement portuaire. En particulier le caractère
instable de cette organisation et la disposition en mosaïque des peuplements avec un chevauchement
spatial, voire spatio-temporel comme c’est le cas au port d’Oran des zones d’inégal degré de
perturbation (pollution). Cet état s’explique en plus du fait du confinement par la dissémination dans
ce port et dans la majorité des ports algériens de diverses sources de pollution, notamment à partir des
fonds de darses.
La pertinence du cas du port d’Alger réside dans la complexité de la situation des peuplements de ce
port en rapport avec le nombre de rejets d’eaux usées domestiques et industrielles qui aboutissent
directement dans ce port sans aucun traitement au préalable, la nature et la diversité de ces rejets
(organiques, détergents, métaux lourds), la configuration du port avec deux passes d’entrée, la
circulation des eaux dans la baie d’Alger ainsi que l’ouverture d’une partie du port bassin du vieux
port sur la petite rade d’Alger
Figure 4.37. Zoning du port d’Alger partir des indices biotiques (AMBI, BENTIX, H’).
210
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
Globalement, les différents zonings réalisés à partir des résultats de calcul des indices biotiques
utilisés donnent des images sensiblement proches. Cela se vérifie très bien entre l’AMBI -BENTIX
bien entre ces deux indices et le BOPA d’une part et ces deux indices et l’ITI d’autre part mais
uniquement pour la petite rade et le bassin du vieux port. Une nette tendance aux peuplements
modérément déséquilibrés est mise en évidence, soit 57.45 % (AMBI) et 63.83% (BENTIX) du
peuplement total du port d’Alger. Le BENTIX met, par ailleurs, en évidence autant de peuplements
très pollués - pollués que l’AMBI ; soit 4 stations pour chacun, dont 3 identiques (PAL, 23, PAL 33 et
PAL 34). Le BOPA ne semble très adapté dans le cas du port d’Alger. Cet indice donne une image
d’un milieu en bonne situation écologique, voire très bonne situation écologique notamment pour la
partie la plus confiné, ce qui n’est évidemment pas le cas. Ce constat est également valable pour
l’image mise en évidence par les résultats de cet indice. Pour l’ensemble du port cet indice identifie
seulement deux stations perturbées et près de 60 % de peuplements en déséquilibre (modérément
polluées)
Parmi l’ensemble des classifications établies, celle de H’ semble la mieux traduire la situation
écologique des substrats meubles du port d’Alger, en considérant les données de la qualité chimique
des eaux et des sédiments de surface, la distribution des sources de pollution ainsi que la nature
sédimentaire des fonds portuaires. Les valeurs de H’ permettent d’identifier comme de bonne à très
qualité écologique les peuplements des stations 36 à 48 situées toutes dans la petite rade, donc les plus
exposés à l’agitation et au brassage avec les eaux du large. Dans cette catégorie, nous retrouvons
également plusieurs stations du bassin du vieux port situées dans la zone immédiate de la passe
d’entrée Nord du bassin du vieux port (figure 26.12); ce sont donc des stations qui renouvellent
relativement rapidement leurs eaux. Contrairement aux stations portuaires, plus confinées identifiées
par H’ comme polluées ou très polluées 14, 17, 18, 21, 22, 23, 25, 26, 29, 31, 33 et 34 ; toutes ces
stations sont situées dans la zone la plus confinée du port et sont directement soumises aux sources de
rejets portuaires, et particulièrement à la pollution générée dans le bassin de l’Agha. Les stations 1, 2,
3 les plus confinées du bassin du vieux port sont classées également dans cette catégorie.
Les deux classifications obtenues à partir des valeurs du BOPA et du BO2A sont totalement identiques
(100 %). Avec deux tendances nettes : plusieurs lots de stations de très bonne à bonne qualité 1 à 3,
14- 15 et 17, 18-19 et 21, 21’ à 34, 39 et 45. Les stations polluées à très polluées (5, 11, 35, 37, 41,
42, 43, 46 et 47) et le reste des stations sont classées par le BOPA et BO2A modérément polluée.
La classification la plus simple, la plus homogène et la plus « sévère» est mise en évidence par les
valeurs de l’indice BQI : une zone très polluée 2 englobant les peuplements du bassin de l’Agha et les
zones qui lui sont contiguës des bassin du vieux port (partie Est) et du bassin Mustapha (partie Sud),
en plus des fonds de darse de ce dernier bassin (21, 22’, 26). Une deuxième zone polluée 1 regroupant
les autres stations y compris celles de la petite rade d’Alger classées polluées.
La classification basée sur l’échelle de H’ proposée par Simboura et Zenetos (2002) sur les fonds
sableux/vaseux conforte les résultats des autres indices à savoir une zone très polluée localisée dans le
bassin de l’Agha et s’étendant dans la partie Est du bassin du vieux port et couvrant une grande partie
des fonds meubles du bassin Mustapha. Le reste de la surface du bassin du vieux port est classé
pollué. La petite rade révèle des peuplements modérément pollués avec des valeurs qui sont proches
pour quelques stations de la limite inférieure du statut de bonne qualité écologique que l’on retrouve
au niveau des stations 1, 2 et 3 dans la partie la plus à l’Ouest du bassin du vieux port et aux stations
37, 38 et 39 adossées à la jetée sud de la petite rade d’Alger.
Toutes les classifications proposées sur la base des indices biotiques pour qualifier les peuplements
benthiques des substrats meubles du port d’Alger identifient, à quelques nuances près, le même groupe
de stations (les mêmes zones de pollution maximale) dans le bassin de l’Agha et les zones immédiates
qui lui sont contiguës, ces peuplements sont globalement les plus oligospécifiques avec une richesse
spécifique ≤13 espèces et dans la majorité des cas ≤9 espèces.
211
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
Figure 4.38. Zoning du port d’Alger partir des indices biotiques (BQI, BOPA, ITI).
Cette configuration des peuplements qui suggère un axe de pollution privilégié allant dans le sens
décroissant à partir du fond du bassin de l’Agha vers deux directions, l’une vers la passe sud en
passant par les fonds du bassin de Mustapha et l’autre allant vers la passe nord en passant par le bassin
du vieux port. Dans les deux cas le gradient de pollution décroît. Cette situation est liée à deux raisons
majeures : (i) la première est relative à la concentration de l’essentiel des rejets portuaires dans ce
compartiment du port (fonds de darses du bassin de l’Agha) et (ii) la seconde a trait au brassage
possible avec les eaux de la baie moins chargées en polluants par les deux passes qui réduit l’effet de
la pollution générée par le bassin de l’Agha sur les deux autres compartiments du port.
Le cas de la station 32 au milieu de la passe reste énigmatique et sans explication du fait de sa position
et des conditions environnantes qui semblent favoriser la mise en place, même peu diversifiées, de
peuplements macrobenthiques. Cette situation pourrait être associé à un problème d’échantillonnage
(non fonctionnement de la benne convenablement) ou alors à un mauvais tri réalisé pour le sédiment
de cette station.
212
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
4.4.1.2. Cas du port d’Annaba : une organisation et un gradient linéaire (figure 4.39 et 4.40)
Comme pour la totalité des autres ports algériens les indices BOPA et BO2A nuancent le niveau de
pollution des peuplements macro-benthiques ; ils donnent des résultats identiques à l’exception de
quelques stations. Les peuplements sont classés par ces deux indices dans toutes les catégories
possibles. Il est intéressant de noter que la majorité des indices classement la zone confinée du port
polluées à très polluées. Ces stations sont soumises à de fortes charges polluantes déversant toutes
dans un périmètre très réduit différentes pollutions (rejets R4 à R10) (métaux lourds, hydrocarbures,
matières organiques). La quasi majorité des autres stations proches de la passe d’entrée du port (16 à
30) moins soumises à la pollution portuaire, se révèlent, globalement, de bonne qualité écologique.
Le BENTIX révèle une tendance aux peuplements pollués sur la majorité de la surface portuaire
échantillonnée (près de 50%), notamment dans la zone de confinement et le reste de stations est classé
de bonne qualité écologique ou modérément polluées. Pour l’ITI, plus de 75 % des peuplements du
port d’Annaba ont été modifiés sous l’effet de la pollution alors que les stations les plus confinées de
ce port sont classées par l’ITI très polluées. Globalement l’AMBI, le BENTIX et H’ (sauf pour les
stations les plus oligospécifiques du fond du port) traduisent bien la situation de dégradation et le
niveau de perturbation des différents compartiments du port d’Annaba : zone confinée très perturbée,
zone centrale en mosaïque avec un chevauchements de zones d’inégale perturbation et une zone avant
port subnormale à normale.
Figure 4.39. Zoning du port d’Annaba à partir des indices biotiques.
213
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
D’après le BQI, la situation est beaucoup plus tranchée : d’un côté les stations confinées de très
mauvaise qualité écologique, donc très polluées et de l’autres les stations exposées aux eaux de la
passe considérées comme polluées avec une situation de transition pour les deux stations B et C
considérées comme modérément polluées.
Il y a lieu de considérer que tous les indices donnent des classifications sensiblement proches pour les
peuplements du port d’Annaba. La zone très polluée se localise au fond du port (stations 1 à 8) avec
des valeurs de H’ extrêmement faibles (<1.4). Au fur et à mesure que l’on s’éloigne du fond du port,
les peuplements changent de statut écologique, ils sont soit pollués soit modérément pollués. Les
peuplements les moins affectés par la pollution sont les peuplements les plus externes, notamment les
stations 30, A et B
Parmi les stations classées très polluées (AMBI, BENTIX, BQI, H’ avec ses deux échelles) du port
d’Annaba (1 à 7), nous retrouvons les peuplements les moins diversifiés et les moins riches en
individus aux deux stations les plus confinées et les moins exposées aux mélanges des eaux, c'est-àdire les stations 1 et 2 qui abritent respectivement 1 et 2 espèces pour 1 et 11 individus. Ces valeurs
traduisent des peuplements très oligospécifiques à la limite, en terme de qualité écologique, de la zone
azoïque du port d’Annaba (station 27). A part la station 24, les autres stations oligospécifiques (S<10)
sont classées soit polluée (station 14), soit polluée à modérément polluée (station 15).
Figure 4.40. Zoning du port d’Annaba à partir des indices biotiques.
214
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
Les valeurs de l’I2EC offrent une image très contrastée des peuplements du port d’Annaba : (1) les
peuplements de la zone de confinement (stations 2, 3, 4, 5, 6, 7) classées zone de dégradation
maximale (I2EC=7 ou I2EC= 6-7). Cette classification confirme toutes les autres classifications
réalisées pour cette partie du port d’Annaba. La configuration du port d’Annaba fait de cette zone un
compartiment de stagnation extrême des eaux avec de très faibles échanges avec les autres
compartiments du port, favorisant ce « climat » d’hostilité des fonds meubles à l’installation d’une
macrofaune benthique riche et variée. En effet à l’exception de la station 6 (13 espèces) toutes les
autres ont une richesse spécifique inférieure à 6 espèces. Les autres compartiments du port montrent
une organisation en mosaïque type avec le chevauchement entre zones à fortes dégradation (I2EC=5)
et les zones à dégradation modérée (vers un état de dégradation : I2EC=3, I2EC=2). On note l’absence
de zone de dégradation entre ces deux dernières.
Le cas du port d’Annaba est instructif sur l’organisation des peuplements benthiques en milieu
portuaire. En effet, la disposition des peuplements dans ce port rappelle l’organisation en auréoles
concentriques de niveaux de pollution avec un gradient décroissant mise en évidence par Bellan
(1967) dans le secteur de Cortiou à Marseille.
Quasiment tous les indices mettent évidence un gradient de pollution de type linéaire décroissant de
l’intérieur du port (la partie la plus confinée), vers l’extérieur (zone avant port). Le zoning effectué
distingue : (i) la zone de confinement (stations 1 à 7) zone classée par la majorité des indices très
polluée, (ii) la zone de transition (stations 8 à 20) ; cette zone est classée soit polluée soit modérément
polluée et (iii) la zone avant port (stations 21 à 30, A, B et C) ; cette dernière zone est classée
généralement de bonne qualité écologique ou moyennent polluée.
4.4.1.3. Cas des ports de Bethioua et de Djendjen
A l’évidence les peuplements du port de Bethioua sont parmi les plus équilibrés des substrats meubles
portuaires de l’Algérie. Les différentes classifications réalisées à partir des valeurs de l’AMBI, du
BENTIX, du BOPA du BO2A ainsi que celles de H’ classent ces peuplements comme de bonne
qualité écologique. Même si quelques nuances de peuplements modérément pollués (très réduits) sont
mis en évidence par le BOPA et BO2A aux stations 4, 9 et 10 (1996) et 2 et 10 (1997) et par l’AMBI
et le BENTIX (1-1996). Pour H’ et le BENTIX la majorité des peuplements sont de très bonne qualité
écologique.
L’ITI et le BQI présentent des images légèrement différentes, pour le premier avec plus de
peuplements en déséquilibre et pour le second avec plus de peuplements pollués.
Les peuplements du port de Bethioua présentent dans leur majorité un état de bonne qualité écologique
(figures 4.41 et 4.42). Même les peuplements classés modérément pollués présentent des valeurs de H’
qui sont plus proches du seuil des valeurs des zones saines. En effet, quatre des cinq peuplements
modérément pollués ont un H’ compris dans l’intervalle [3.68-3.94]. Le peuplement de la station 5 est
le plus affecté par la pollution en 1997 (H’=0.87). En se basant sur les valeurs de l’I2EC, la majorité
des peuplements du port de Bethioua sont classés zone de dégradation modérée (I2EC=2 ou I2EC =
3) ; près de 76% de la surface du port se situe dans cette zone. Seule la station 10 (1996) est classée
zone à dégradation maximale (I2EC=6-7) ; cette station se singularise par l’une des plus faibles
richesses spécifiques de ce port (2 espèces) et moins de 300 ind./m². Sa localisation en zone très
abritée favorise le confinement de ses sédiments de surface et de la macrofaune qu’ils hébergent. Les
stations 1, 3, 6 (1997) et la station 7 (1996) sont classées en situation de dégradation (I2EC=4).
215
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
Figure 4.41. Zoning du port de Bethioua à partir des indices biotiques pour l’année 1996.
Au regard de ces valeurs et de cette zonation, le port de Bethioua se présente comme l’un des plus
salubres de la côte algérienne même si cette salubrité demeure toute relative. Cette situation s’explique
par plusieurs facteurs, (i) la configuration du port avec deux passes d’entrée qui accélèrent les
échanges avec les eaux du golfe d’Arzew, (ii) son caractère récent, (iii) sa position centrale au centre
du golfe l’expose continuellement aux courants convergents qui facilitent le lessivage de ses sédiments
de surface et enfin son éloignement des sources de pollutions domestiques avec la présence d’un seul
rejet localisé à proximité de la station 8. La seule pollution connue dans ce port est celle liée au
chargement des hydrocarbures ; aucune source de pollution de type métaux lourds n’est recensée dans
ce port.
Globalement, les peuplements du port de Bethioua présente une amélioration de leur statut écologique
entre 1995 et 1998.
216
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
Figure 4.42. Zoning du port de Bethioua à partir des indices biotiques pour les années 1997-1998.
217
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
Les peuplements macro benthiques du port de Djendjen (figure 4.43) rappellent les structures
classiques que l’on rencontre souvent en milieux ouverts (baies et golfes). Cette situation est expliquée
par un faisceau de paramètres : (i) le port est de construction récente (1974), (ii) sa position au centre
du golfe de Jijel, zone de convergence des courants marins, (iii) sa configuration particulière et
l’orientation de sa passe d’entrée favorise l’agitation des eaux à l’intérieur du port, (iv) l’absence de
sources de pollution liée à l’absence d’activités industrielle dans la zone proche du port et d’une faible
urbanisation de la zone littorale.
Ces caractéristiques se traduisent par des valeurs des différents indices calculés qui permettent de
classer les peuplements du port de Djendjen dans la catégorie bonne à très bonne qualité écologique et
pour certaines stations modérément polluées (AMBI, BENTIX, BOPA, BO2A, H’). Les indices ITI et
BQI révèlent une large tendance aux peuplements modérément pollués avec pour la majorité des
peuplements des valeurs minimums, proches du seuil maximum des peuplements de bonne qualité
écologique.
Toutefois, la classification du BQI est « sévère », avec plusieurs peuplements pollués (figure 4.43) :
soit 7 peuplements, même si il y’a lieu de nuancer cet aspect des résultats puisque les valeurs de ces
derniers les rapprochent plus de peuplements modérément pollués. Cette classification nous semble en
partie cohérente avec les autres paramètres du peuplement, notamment la richesse spécifique. En effet,
les stations les plus oligospécifiques des fonds meubles du port de Djendjen se retrouve parmi les
stations pollués à très polluées de ce port (stations 7, 9 et 38 avec S≤8). Toutefois, dans le cas du port
de Djendjen et contrairement à tous les sites étudiés, c’est l’ITI qui présente le zoning le plus sévère
avec 15 peuplements pollués et seulement un peuplement normal (station 12)
Les valeurs de H', mise à part la station 9 classée très polluée et quelques stations classées polluées (1,
2, 7, 10, 13, 20, 38), classent toutes les autres stations soit modérément polluées soit de bonne qualité
écologique. Parmi les stations classées polluées, plus de la moitié ont des valeurs de H’ (2.66-2.99) qui
les rapprochent de stations modérément polluées.
Le même constat est à faire pour les peuplements modérément pollués qui peuvent, eu égard à leur
valeurs de H’, basculer dans un statut de bonne qualité écologique. Comme le port de Bethioua, les
peuplements du port de Djendjen sont classés à partir des valeurs de l’I2EC en majorité en zone de
transition vers un milieu dégradé (zone de dégradation modérée) avec des valeurs de l’I2EC = 2 ou
I2EC=3. Près de 67 % de la surface du port est classée dans cette catégorie. Seules quelques stations
localisées indifféremment dans les différents compartiments du ports sont classées zones de fortes
dégradation (I2EC=5) : stations 2, 4, 6, 10, 14. Huit stations sont classées dégradées (I2EC=4).
218
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
Figure 4.43. Zoning du port de Djendjen à partir des indices biotiques pour les années 1997-1998.
219
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
4.4.1.4. Cas du port d’Oran : une organisation type « mosaïque » par excellence (figures
4.44 à 4.47)
Un autre cas très édifiant de la complexité de la distribution des peuplements macrozoobenthiques des
substrats meubles portuaires est illustré par le port d’Oran. Ce port est une synthèse des modèles de
distribution des peuplements des ports d’Alger et d’Annaba.
D’après les valeurs du BQI le port d’Oran est globalement très pollué durant les six situations suivies
(1995 à 1998 et 2000-2001). Le BENTIX montre une organisation en mosaïque des peuplements avec
une lourde tendance à l’alternance de peuplements pollués à peuplements modérément pollués. Cette
tendance générale est maintenue durant les six situations avec cependant un déplacement des niveaux
de pollution d’une zone à une autre d’une année à l’autre. Cette instabilité dans l’organisation spatiale
des peuplements du port d’Oran est associée aux modifications continues des conditions du milieu à
l’intérieur de l’enceinte portuaire sans que cela n’affecte les grandes tendances physico-chimiques du
compartiment benthique pouvant conduire à une modification substantielle dans cette organisation
spatiale.
Figure 4.44. Zoning du port d’Oran à partir des indices biotiques
pour l’année 1995 (AMBI, BENTIX, H’).
220
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
Mis à part le BQI et à une degré moindre H’, tous les autres indices montrent une relative amélioration
de la qualité écologique des peuplements du port d’Oran. Globalement l’AMBI montre que la zone la
plus polluée du port d’Oran se situe dans la zone délimitée par les stations 19 et 25, c'est-à-dire soit les
fonds de darse du bassin de Skikda soit la zone proche de la passe soumise directement au grand
émissaire qui rejette directement à l’Est du port d’Oran. Avec les courants de retour, ces stations se
retrouvent exposées directement aux pollutions générées par cet égout.
Le BOPA et le BO2A confirment trois éléments essentiels : (1) la tendance générale de pollution du
port, (2) la structure en mosaïque avec des chevauchements continus de zones d’inégales pollution
avec des modifications spatiales d’une année à l’autre, (3) que la zone délimitée par les stations 19 et
29 ainsi que les stations 1 et 2 (1995) sont les plus affectées par la pollution au port d’Oran. Il y’a lieu
de souligner aussi, que les résultats du BOPA et du BO2A donnent des classifications identiques.
L’ITI donne une image relativement contrastée avec les autres indices. En effet, les valeurs de l’ITI
traduisent une tendance modérément polluée à bonne qualité écologique avec une stabilité de cette
tendance durant les six situations étudiées. Néanmoins, le déplacement des zones d’inégale pollution
d’une année à l’autre est également mis en évidence par cet indice.
Figure 4.45. Zoning du port d’Oran à partir des indices biotiques
pour l’année 1995 (BQI, BOPA, ITI).
221
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
Au port d’Oran, la classification réalisée à partir des valeurs de H’ est plus proche de celle élaborée à
partir des valeurs de l’AMBI. Une véritable structure et organisation en mosaïque des peuplements
macro benthiques des fonds meubles du port d’Oran est mise en évidence par les valeurs de H’ selon
la classification proposée par Simboura et Zenetos (2002).
Les valeurs de l’I2EC révèlent que les peuplements portuaires du port d’Oran sont dans un état de
dégradation avancé. Sur la centaine de stations échantillonnées dans ce port entre 1995 et 2001, 24
stations (25 %) sont selon la classification de Grall et Glemarec (2003) dans un état de dégradation
maximale (I2EC = 7, I2EC = 6, I2EC = 6-7). Cette zone s’étend sur une grande surface du bassin de
Skikda et de la zone avant port, la première est soumise à trois rejets importants alors que la zone
avant port est directement sous l’effet du grand collecteur de la ville d’Oran qui se déverse directement
à la sortie Est du port.
Plus de 50% de la surface du port est classée zone à forte dégradation (I2EC = 5), elle couvre
essentiellement la partie Est du bassin de Ghazaouet le plus confinée du port et la majorité du bassin
de Mostaganem. En terme d’étendue, la zone dégradée est la troisième. Le reste de la surface du port
est essentiellement en état de transition écologique (dégradation modérée vers un état dégradé).
L’absence d’un axe d’écoulement privilégié de la pollution générée par les rejets portuaires favorise ce
type d’organisation.
De plus la présence du plus grand émissaire dans cette région à la sortie sud du port favorise une
charge polluante plus importante dans la zone de la passe que dans la zone confinée. Néanmoins, la
zone la plus polluée se localise dans trois compartiments : le bassin de Ghazaouet au fond du port,
dans le bassin de Skikda et une partie de la zone avant-port. Le reste des stations abrite des
peuplements soit pollués soit modérément pollués situés dans le bassin de Mostaganem et entre celuici et le bassin de Skikda.
Le schéma d’organisation des peuplements benthiques des substrats meubles du port d’Oran et la
disposition en mosaïque de ces peuplements par rapport aux zones d’inégales perturbations
(pollution) est conforme avec le niveau de la diversité spécifique de la majorité des stations où on
distingue trois lots de stations :
(1) Les stations extrêmement oligospécifiques et qui sont à la limite de la zone azoïque en terme de
qualité écologique ; les peuplements de ces stations sont caractérisés par S ≤3 (stations 1, 18, 21, 21’,
22, 10, 11, 26 et 40) avec la particularité, à l’exception des deux dernières, de présenter les effectifs les
plus faibles du port (N≤20).
(2) Un deuxième lot de stations constitué de peuplements très oligospécifiques (S≤9) avec les stations
1 (2001), 1’ (2000), 2, 3, 4, 5, 6, 7, 13, 14, 18, 19, 20, 24, 21’ (1997), 26 (2000), 29, 30.
(3) Le reste des stations (années) présente des valeurs de la richesse spécifique qui restent
caractéristiques de milieux pauvres (S≤20 espèces).
222
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
Figure 4.46. Zoning du port d’Oran à partir des indices biotiques pour l’année 1997.
223
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
Figure 4.47. Zoning du port d’Oran à partir des indices biotiques pour l’année 1998.
224
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
4.4.2. Golfes et baies
Golfe de Ghazaouet (figures 4.48 et 4.49)
Deux situations bien contrastées apparaissent : (i) l’image que dessine les valeurs de l’AMBI, du
BENTIX, du BOPA, du BO2A ainsi que celle de H’ qui mettent en évidence au golfe de Ghazaouet
des peuplements de bonne à très bonne qualité écologique. Dans cette première classification quelques
nuances sont tout de même mises en évidence à différentes zones de ce golfe et qui présentent des
peuplements en situation de transition écologique (modérément polluées). Ce sont 6 stations
indifféremment localisées : l’axe des stations 26, 27 et 28, les stations 22 et 14 à proximité de la ville
et du port de Ghazaouet et la station 3 située à l’Est de ce golfe.
Figure 4.48. Zoning du golfe de Ghazaouet à partir des indices biotiques (AMBI, BENTIX, H’).
225
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
(ii) Les indices ITI et BQI présentent des valeurs très cohérentes entre elles mais nettement plus
contrastées avec l’image qui est produite par les autres indices au golfe de Ghazaouet. Le BQI et l’ITI
permettent d’identifier respectivement 13 et 17 peuplements pollués dans le golfe de Ghazaouet avec
une zone de déséquilibre (modérément polluée) nettement située au centre pour le premier et
compartimentées en 3 zones de 2, 3 et 4 stations pour l’ITI. Selon l’échelle proposée par Simboura et
Zenetos (2002) pour H’ l’étude des peuplements du golfe de Ghazaouet individualise celui de la
station 8 qui présente un caractère pollué, c’est l’une des stations la plus côtière explorée au golfe de
Ghazaouet, probablement soumise à un rejet domestique sauvage ou à des apports d’oueds. La valeur
de H’ (2.77) à cette station la rapproche plus de la limite inférieure retenue pour les peuplements
modérément pollués. Les stations présentant le plus de peuplements modérément polluées se situent
toutes à l’Est de la ville de Ghazaouet, suggérant qua la pollution générée par le port de Ghazaouet est
transférée par le jeu des courants dans cette partie du golfe.
Figure 4.49. Zoning du golfe de Ghazaouet à partir des indices biotiques.
226
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
Golfe d’Oran (figures 4.50 et 4.51)
Trois tendances se dégagent :
(1) AMBI, BENTIX, BOPA, BO2A, H’ qui révèlent des peuplements de très bonne qualité
écologique. Si cette tendance est très nette (plus de 90 %) pour les quatre derniers indices. Le BENTIX
(13 et 16) et H’ (63) individualisent des peuplement modérément pollués.
(2) La deuxième tendance est mise en évidence par le BQI qui montre des peuplements en majorité de
bonne qualité écologique (49%) où s’insèrent des peuplement modérément pollués (15 %) à pollués (5
%) aux stations 1, 56 et 63.
(3) La troisième tendance est mise en évidence par l’indice ITI qui montre deux catégories de
peuplements : les peuplements modérément pollués qui représentent près de 29% des peuplements du
golfe d’Oran et plus des 2/3 sont classés par cet indice de bonne qualité écologique.
A l’image de la classification EQS DEE quasiment l’ensemble des peuplements du golfe d’Oran
présente une excellente qualité écologique. Même si quelques stations révèlent un peuplement
modérément pollué comme c’est le cas aux stations 12, 14, 39, 49 avec des valeurs qui sont beaucoup
plus proche de la qualification bonne qualité écologique.
Il y’a lieu de signaler que les peuplements des stations suivies entre 1997 et 1998 présentent
globalement une légère détérioration de leur qualité écologique passant de très bonne qualité
écologique à bonne qualité écologique. Les trois stations mises en évidence comme polluées dans le
golfe d’Oran sont positionnées aux deux extrémités de ce golfe, particulièrement la station 63 et à un
degré moindre la station 56 qui sont situées dans la partie Est du golfe d’Oran.
Ce golfe se singularise par rapport aux autres milieux ouverts algériens par l’absence d’oueds majeurs
drainant des apports terrigènes vers les fonds côtiers du golfe comme c’est le cas dans les autres baies
et golfes : baie d’Alger (oued El Harrach), golfe d’Annaba (oued Seybouse), golfe de Béjaia (oued
Soummam), golfe d’Arzew (oued Chelif). Ces oueds constituent en général des vecteurs de pollution
par excellence. Cette situation explique dans une large mesure l’organisation benthique des
peuplements du golfe d’Oran.
C’est également cette situation d’absence d’oueds majeurs dans le golfe d’Oran qui pourrait expliquer
la grande concordance entre les résultats des différents indices. Ceci contraste avec la majorité des
autres sites, notamment portuaires étudiés où les écarts entre l’image produite par le BQI et celles
produites par les autres indices sont souvent importants.
227
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
Figure 4.50. Zoning du golfe d’Oran à partir des indices biotiques (AMBI, BENTIX, H’).
228
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
Figure 4.51. Zoning du golfe d’Oran à partir des indices biotiques (BQI, BOPA, ITI).
229
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
Golfe d’Arzew (figures 4.52 et 4.53)
L’AMBI, BENTIX, BOPA, BO2A, permettent de classer presque la totalité des peuplements du golfe
d’Arzew comme peuplements de bonne à très bonne qualité écologique. Néanmoins de rares
peuplements en déséquilibre sont mis en évidence par le BOPA (station 15), par le BENTIX (station
6) et par H’ (station 8).
Figure 4.52. Zoning du golfe d’Arzew à partir des indices biotiques (AMBI, BENTIX, H’).
Les valeurs de H’ sont légèrement plus nuancées et montrent que les deux situations (bonne et très
bonne qualité écologique) sont équitablement réparties dans le golfe d’Arzew.
230
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
L’ITI, mais surtout le BQI donnent une image différente de celle obtenue à partir des autres indices.
Pour l’ITI la majorité des peuplements des substrats meubles du golfe d’Arzew sont en situation de
transition écologique (modérément pollués), soit 71,42 % des peuplements étudiés. Cet indice met en
évidence trois peuplements pollués.
Figure 4.53. Zoning du golfe d’Arzew à partir des indices biotiques (BQI, BOPA, ITI).
231
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
Le BQI aggrave un peu plus le « jugement » du statut écologique des peuplements du golfe d’Arzew.
En effet, cet indice identifie 52,38 % de peuplements pollués, paradoxalement dans les zones les plus
profondes du golfe, notamment au niveau de la grande vasière qui occupe le centre de ce golfe. Cela
pourrait s’expliquer par la combinaison de deux facteurs, la nature du sédiment mais également par les
courants à l’intérieur du golfe d’Arzew qui favoriseraient une décantation dans ces zones.
Baie de Bou Ismail (figures 4.54 et 4.55)
Les indices calculés pour les peuplements de la baie de Bou Ismail révèlent deux tendances : (1) celle
mise en évidence par l’AMBI, le BENTIX, le BOPA, le BO2A et H’ et qui traduit des peuplements
globalement de très bonne à bonne qualité écologique. Toutefois, quelques stations en déséquilibre
(modérément polluées) sont mises en évidence, soit par l’AMBI (station 18), soit par le BENTIX
(stations 18 et 23) soit par le BOPA (stations 2, 7, 13 et 14).
Le BOPA met également en évidence la présence sur les substrats meubles de la baie de Bou Ismail de
deux peuplements perturbés aux stations 23 et 17, toutes les deux situées dans l’axe NNE de la ville de
Bou Ismail. L’image réalisée à partir du BOPA nous semble celle qui traduit le mieux la situation des
fonds de la baie de Bou Ismail, eu égard aux connaissance sur la physico-chimie de cette baie.
L’ITI classe l’essentiel des peuplements de la baie de Bou Ismail comme modifiés avec en plus,
indifféremment distribués, 10 peuplements pollués. .
Les valeurs de l’indice BQI révèlent un schéma en mosaïque des peuplements de cette baie où les
peuplement de bonne qualité écologique, ceux peuplement modérément pollué et les peuplements
pollués sont distribués assez équitablement. Le BQI met en évidence deux peuplements de très bonne
qualité écologique aux stations 26 et 37. L’organisation spatiale des peuplements telle que révélée par
la classification BQI ne semble pas obéir à un quelconque gradient de pollution, sauf pour les stations
centrales (16, 18, 19, 20 et 23) qui sont dans l’axe de la ville de Bou Ismail et donc dans la partie
directement sous son influence.
La baie de Bou Ismail considérée selon les travaux de Hassam (1991) (Secteur Est) et ceux d’Oulmi
(1991) (secteur Ouest) comme zone de référence montre des signes d’évolution de ses peuplements
vers un état de dégradation, du moins pour une partie d’entre eux, même si pour l’essentiel, les
peuplements demeurent équilibrés dans leur grande majorité.
232
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
Figure 4.54. Zoning de la baie de Bou ISmail à partir des indices biotiques (AMBI, BENTIX, H’).
233
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
Figure 4.55. Zoning de la baie de Bou Ismail à partir des indices biotiques (BQI, BOPA, ITI).
234
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
Baie d’Alger (figures 4.56 et 4.57)

BOPA et BO2A affectent quasiment à tous les peuplements de la baie d’Alger le caractère très
bonne qualité écologique, à l’exception de la station 10 située dans la partie la moins profonde
du secteur Est de la baie.

AMBI – BENTIX classent les peuplements de la baie d’Alger de manière sensiblement
proches du BOPA, en particulier l’AMBI. Selon ces deux indices, ces peuplements sont en
majorité rangés dans les catégories bonne à très bonne qualité écologique. Dans les deux cas
(AMBI et BENTIX), nous retrouvons la station 10 (déjà mise en évidence par le BOPA)
comme station modérément polluée. Le BENTIX individualise la station 22 comme station
polluée.

La classification des peuplements effectuée à partir de H’ montre quelques nuances par
rapport à celles de l’AMBI, du BENTIX et du BOPA. H’ met en évidence moins de
peuplements de très bonne qualité écologique et plus de peuplements de bonne qualité
écologique. Le statut de la station 22 qui était modérément polluée (BENTIX) devient dans H’
très pollué. La station 22 est extrêmement pauvre aussi bien en nombre espèces qu’en nombre
d’individus. Avec seulement deux individus de Praxillella gracilis cette station est à la limite
de la zone azoïque, de plus elle n’est pas loin de la zone sous influence d’oued El Harrach.
Quatre peuplements sont identifiés par H’ comme appartenant à des stations en transition
écologique (modérément polluées), ce sont les peuplements des stations 3, 18, 25 et 37.

Les deux classifications basées sur l’ITI et surtout celle révélée par les valeurs du BQI
semblent les plus conformes à nos connaissances du compartiment benthique de la baie
d’Alger (pollution par les métaux lourds, les concentrations des hydrocarbures et les valeurs
de matières organiques dans les sédiments de surface). Le BQI classe 82 % des peuplements
comme peuplements modifiés (modérément pollués) et les peuplements des stations 10, 19, 25
comme peuplements perturbés (pollués) et celui de la station 22 très pollué (rejoint H’ et un
peu moins le BENTIX sur cette station). Le BQI individualise seulement 6 stations
« normales » (51, 55, 16, 29, 42 et 46).

L’ITI confirme le statut de la station 22 (BQI et H’) et classe l’essentiel des peuplements de la
baie d’Alger comme modérément pollués. Cet indice identifie 16 peuplements normaux et 2
peuplements d’excellente qualité écologique.

Selon l’échelle proposée par Simboura et Zenetos (2002) pour H’, les peuplements de la baie
d’Alger se situent majoritairement dans une situation de pollution modérée (plus de 50 % des
peuplements explorés). Les peuplements des stations les plus affectés sont situés dans la partie
centrale de la baie (17, 21, 24, 29, 31, 36) qui se trouve dans les deux axes d’influence d’une
part de l’oued El Harrach et d’autre part de l’axe d’écoulement portuaire. Cette classification
est confortée par les richesses spécifiques concernant les peuplements les plus affectés par la
pollution (station 21 : 1 espèce pour 2 individus, station 17 : 6 espèces pour 15 individus et la
station 29 : 8 espèces pour 22 individus) ce sont donc les stations les plus oligospécifiques.
235
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
Figure 4.56. Zoning de la baie d’Alger à partir des indices biotiques (AMBI, BENTIX, H’).
236
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
Figure 4.57. Zoning de la baie d’Alger à partir des indices biotiques (BQI, BOPA, ITI).
237
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
Golfe de Bejaia (figures 4.58 et 4.59)
L’AMBI, BENTIX, BOPA, BO2A, et à un degré moindre H’ classent l’essentiel des peuplements du
golfe de Bejaia comme peuplements de bonne à très bonne qualité écologique. L’AMBI donne le
statut le moins sévère puisque aucun statut écologique modéré ou mauvais n’est mis en évidence.
Tous les autres indices mettent en évidence dans la zone du golfe proche du port de Bejaia, ou bien
une zone de déséquilibre (BENTIX avec 3 stations, H’ avec une station, le BOPA avec 2 stations et
l’ITI avec 2 stations) ou alors une zone polluée, notamment par l’ITI (1 station) et le BQI (avec 5
stations). Tout le secteur Est du golfe de Bejaia est classé de très bonne qualité écologique par
l’AMBI, le BENTIX, le BOPA et H’.
Figure 4.58. Zoning du golfe de Bejaia à partir des indices biotiques (AMBI, BENTIX, H’).
238
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
L’indice ITI distingue deux catégories de peuplements : les peuplements modifiés (modérément
pollués) sur la majorité des stations (43, 75 %), les peuplements perturbés (très pollués) sont localisés
aux stations 13 et 14, 2 et 9 et à la station 5 alors que trois peuplements sont classés de bonne qualité
écologique (stations 1, 3 et BB).
Figure 4.59. Zoning du golfe de Bejaia à partir des indices biotiques (BQI, BOPA, ITI).
Les valeurs de l’indice BQI ne classent aucun des peuplements du golfe de Bejaia dans la catégorie
bonne qualité écologique ou très bonne qualité écologique. Selon cet indice, 62,5 % des peuplements
du golfe sont soit pollués, soit très pollués (stations 11 et 12).
239
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
Les autres peuplements sont classés modérément pollués. Selon les seuils de H’ proposés par
Simboura et Zenetos (2002), la tendance au golfe de Bejaia est aux peuplements de bonne qualité
écologiques à peuplements modérément pollués avec quelques stations présentant un peuplement
pollué (stations 10, 2-1998, 4-1997 et BB-1997). Cette dernière station est la moins riche en espèces
(8 espèces) et très peu pourvue en individus (13 individus). Nous noterons qu’il y’a une dégradation
de la qualité écologique des peuplements de substrats meubles du golfe de Bejaia entre 1996 et 1998.
Golfe de Skikda (figures 4.60 et 4.61)
Globalement l’AMBI, BENTHIX, BOPA, BO2A, H’ classent les peuplements du golfe de Skikda
dans la catégorie très bonne qualité, sauf pour les stations 7-1998 et SB (H’), classées modérément
polluées ainsi que la station 8- 1998 (H’) classée de bonne qualité. La concordance entre l’AMBI, le
BENTIX et le BOPA est très importante. Le BQI et l’ITI révèlent des statuts écologiques plus mauvais
globalement, avec plus de peuplements en déséquilibre ou pollués.
Figure 4.60. Zoning du golfe de Skikda à partir des indices biotiques (AMBI, BENTIX, H’).
240
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
Figure 4.61. Zoning du golfe de Skikda à partir des indices biotiques (BQI, BOPA, ITI).
241
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
Golfe d’Annaba (figures 4.62 et 4.63)
L’application des Indices Biotiques aux peuplements du golfe d’Annaba permet de distinguer quatre
tendances :
(1) AMBI, BENTHIX, BOPA, BO2A qui révèlent des peuplements de bonne à très bonne qualité
écologique. Toutefois, les stations 19 (AMBI) et 25 (BENTHIX) sont classées modérément polluées.
(2) Le BENTIX identifie deux stations très polluées 1 (stations 22 et 23) et une station polluée 2
(station 9).
(3) H’ qui révèle une structure en mosaïque dominée par les peuplements de bonne à très bonne qualité
écologique parmi lesquelles s’insèrent des peuplements modérément pollués (11,76%) essentiellement
localisés dans l’axe SSO-NNE et qui se prolonge sur une station très polluée (station 22) déjà classée
dans ce statut par le BENTIX. La station 9 est confirmée par H’ comme station très polluée 2.
Globalement les résultats de H’ présentent une forte concordance avec ceux du BENTIX dans le golfe
d’Annaba.
(4) La classification basée sur le BQI se distingue de toutes les autres et met en évidence une large
zone très polluée (61,76 % de la surface totale du golfe) où s’insèrent soit deux zones très polluées
(stations 9 et 22) ou bien de déséquilibre (stations 33, 24, 29, 30, 26, 13, 7, 8, 6 et 5).
(5) L’ITI dessine une image intermédiaire entre celle du BQI et celle des autres indices (AMBI,
BENTIX, BOPA et H’) avec un peuplement normal à pollué à l’ouest du golfe et déséquilibré à
normal à l’Est de celui-ci.
Selon la classification de H’ de Simboura et Zenetos (2002), les peuplements des substrats meubles du
golfe d’Annaba révèlent une organisation en mosaïque avec alternance spatiale de zones de bonne
qualité écologiques, zone modérément polluées et zones polluées. Ces deux dernières occupent
presque la même surface totale et sont indifféremment localisées.
Enfin, les stations suivies en 1998 montrent presque toutes une amélioration de la qualité écologique
des peuplements explorés.
El Kala
Les peuplements d’El Kala sont majoritairement classés de (1) bonne à très bonne qualité écologique
par l’AMBI, le BENTHIX, le BOPA, le BO2A ; (2) une mosaïque bonne qualité, modérément pollué
et une station polluée par H’ ; (3) majoritairement modifiés (modérément pollués) par l’ITI (4) pollués
à très pollués par le BQI. Selon la classification de H’ de Simboura et Zenetos (2002) les peuplements
d’El Kala sont soit modérément pollués, soit pollués.
242
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
Figure 4.62. Zoning du golfe d’Annaba à partir des indices biotiques (AMBI, BENTIX, H’).
.
243
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
Figure 4.63. Zoning du golfe d’Annaba à partir des indices biotiques (BQI, BOPA, ITI).
4.4.3. Zoning selon la classification de Pinto et al. (2009)
L’échelle proposée par Pinto et al. (2009) pour l’AMBI et le BENTIX (tableau 4.5) fait évoluer d’un
niveau de pollution, vers un état plus dégradé, quasiment l’ensemble des peuplements étudiés soit en
milieu ouvert ou dans les ports. Ce constat est valable pour plus de 96 % des peuplements considérés.
Les rares exceptions sont rencontrées entre les peuplements pollués et ceux très polluées notamment
en milieu portuaire où ce basculement ne s’effectue pas automatiquement.
244
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
Pinto et al. (2009) en modifiant l’échelle proposée par l’EQS DCE éliminent en fait une catégorie et
font disparaître dans le nouveau zoning les peuplements précédemment considérés comme de bonne
qualité écologique. Cette classification rassemble, pour les valeurs de l’AMBI comprise entre 0.0 et
1.2, tous les peuplements qu’ils considèrent comme normaux. Pour le BENTIX ils considèrent que les
valeurs comprises entre 4.5 et 6.0 sont ceux d’un peuplement normal (état originel). Cette évolution
est quasi systématique ; nous citerons quelques exemples pour illustrer ce constat.
(1) En baie d’Alger, les peuplements classés par EQS DEE de bonne qualité écologique deviennent
modérément pollués, les peuplements modérément pollués deviennent pollués (exemple, le
peuplement de la station 22 classé par le BENTIX selon l’échelle DEE pollué devient selon l’échelle
du BENTIX de Pinto très pollué.
(2) En baie de Bou Ismail tous les peuplements « descendent » d’un niveau de pollution sauf ceux qui
étaient précédemment classés par l’EQS DEE de très bonne qualité écologique, ils se maintiennent
dans l’échelle de Pinto et al. (2009) dans cette catégorie. Tous les autres peuplements qui étaient
classés de bonne qualité écologique se voient declassés par l’échelle de Pinto et al. (2009)
modérément pollués et ceux des stations 18 et 23 classés par le BENTIX modérément pollués passent
à des peuplements pollués.
(3) le troisième exemple est donné par le port d’Alger où les peuplements révèlent un état de
dégradation plus important selon la classification de Pinto et al. (2009) comparée à celle de l’EQS
DEE.On peut donc considérer que la classification basée sur l’échelle de Pinto et al. (2009) a tendance
à aggraver la qualification de l’état de pollution des stations considérées dans cette étude.
Tableau 4.5. Seuils et classification proposés par Pinto et al. (2009) pour l’AMBI, le BOPA, le
BENTIX et l’ITI
Indice biotique
valeur de l’indice
Classification
AMBI
0.0 ≤ BC ≥ 0.2
0.2 ≤ BC ≥ 1.2
1.2 ≤ BC ≥ 3.3
3.3 ≤ BC ≥ 4.3
4.3 ≤ BC ≥ 5.0
5.0 ≤ BC ≥ 5.5
5.5 ≤ BC ≥ 6.0
Azoique
normale
normale
légèrement polluée
perturbée
perturbée
très perturbée
très perturbée
extrêmement perturbée
BENTIX
4.5 ≤ BENTIX ≥ 6.0
3.5 ≤ BENTIX ≥ 4.5
2.5 ≤ BENTIX ≥ 3.5
2.0 ≤ BENTIX ≥ 2.5
0
normale/ Etat original
légèrement polluée/ Etat de transition
modérément pollution
très polluée
azoique
BOPA
0.0000 ≤ BOPA ≤ 0.06298
0.04576 ≤ BOPA ≤ 0.19723
0.13966 ≤ BOPA ≤ 0.28400
0.19382 ≤ BOPA ≤ 0.30103
0.26776 ≤ BOPA ≤ 0.30103
non polluée
légèrement polluée
modérément polluée
très polluée
extrêmement polluée
ITI
0-30
30-60
60-80
80-100
conditions dégradées
conditions intermédiaires
conditions normales
conditions de référence
245
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
4.4.5. Etat d’équilibre numérique des peuplements (indice de Pielou J’)
L’état d’équilibre numérique des peuplements étudiés est approché à travers l’analyse de la répartition
des individus récoltés en utilisant l’indice de Pielou J’. Cet indice révèle une nette disparité dans la
répartition des individus entre espèces en milieux ouverts (baies et golfes) d’une part et ceux des
milieux portuaires d’autre part.
En milieux ouverts, deux situations sont mises en évidence : (i) les peuplements très fortement
équilibrés avec une répartition des individus extrêmement équitable entre les espèces ; c’est le cas des
peuplements du golfe d’Oran (91.66 %), de la baie de Bou Ismail (87.8 %), du golfe de Skikda (87.5
%), d’El Kala (85.71 %), du golfe de Bejaia (80 %) ; (ii) des peuplements en équilibre relatif ; cette
situation caractérise des sites où la proportion de peuplements tendant vers le déséquilibre prend des
parts relativement importantes comparativement avec la première situation, c’est le cas des
peuplements du golfe de Ghazaouet (41.38%), du golfe d’Arzew (48.78%), du golfe d’Annaba (35.71
%) et de la baie d’Alger (30.77 %).
Cette distinction obéit à plusieurs considérations, le premier groupe de peuplements (sites) regroupe
des sites reconnus pour leur qualité écologique, c’est le cas de la zone de Bou Ismail, relativement bien
préservée des pressions industrielles. Dans ce premier lot, nous retrouvons, aussi, le golfe d’Oran qui
est le seul golfe d’Algérie où il n’ y a pas d’oueds majeurs qui pourraient constituer un vecteur de
pollution. Dans le golfe d’Oran la pollution est généralement associée soit à l’activité portuaire, soit
provenant des zones contiguës, notamment de la zone d’Arzew et de Mostaganem par le jeu des
courants, soit elle est le fait d’apports terrigène directs de très faible importance. Nous retrouvons
également dans ce premier lot de sites le golfe de Skikda et celui de Bejaia, probablement du fait de
l’effort d’échantillonnage un peu plus faible sur ces deux sites (respectivement 16 et 24 stations) qui
aurait favorisé des stations où les peuplements sont dans une situation de meilleur équilibre
numérique.
En milieux portuaires, trois situations sont distinguées: (i) Les ports avec des peuplements très
déséquilibrés, c’est le cas des ports de Ghazaouet et d’El Kala avec l’essentiel des peuplements
fortement déséquilibrés (plus de 50%) à déséquilibrés numériquement. Cette situation concerne
également le port de Bejaia avec 42.85 % de stations très déséquilibrées, 23.81 % de peuplements
déséquilibrés et 23.81% de peuplements modérément déséquilibrés. Au port d’Annaba 57.57% des
peuplements sont déséquilibrés, 21.21% des peuplements sont soit déséquilibrés soit très déséquilibrés
alors qu’au port d’Oran 53.26% des peuplements sont modérément déséquilibrés, 16.3% très
déséquilibrés et 17.39 % peuplements très déséquilibrés. Enfin, au port d’Alger 63.83% des
peuplements sont légèrement déséquilibrés alors que 20% des peuplements sont franchement
déséquilibrés.
(ii) Les ports avec des peuplements globalement équilibrés sont le port de Jijel avec 71.14 % des
peuplements modérément déséquilibrés et 14.28% classés déséquilibrés, l’ancien port de Skikda avec
75 % des peuplements en situation de déséquilibre modéré et le nouveau port de Skikda avec 66.66 %
des peuplements modérément déséquilibrés. Le port d’Arzew présente la particularité que 84.61 % de
ses peuplements sont modérément déséquilibrés, alors que ceux du port de Djendjen sont soit
modérément déséquilibrés (70,73%), soit équilibrés (29.27%) avec des valeurs des peuplements
classés déséquilibrés très proches de la limite inférieure des peuplements équilibrés.
(iii) Le port de Bethioua se singularise avec 80% des peuplements très équilibrés. Ce port dispose de
deux passes d’entrée favorisant le renouvellement permanent des eaux et par conséquente le lessivage
régulier des sédiments de surface et donc de l’élimination progressive et régulière des charges
polluantes. D’autre part, la position centrale du port de Bethioua au milieu du golfe d’Arzew dans la
zone de convergence des courants amplifie et favorise le brassage des eaux portuaires avec celles du
golfe d’Arzew.
246
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
4.4.6. Indicateurs benthiques et ratio de la qualité écologique (voir article en annxe 2)
La présente analyse est extraite de l’analyse menée par Grimes et al. (2010) relative au calcul des
indices biotiques mené sur les peuplements macrobenthiques des substrats meubles de la côte
algérienne. La figure 4.64 donne les valeurs d'EQR de huit indices biotiques, les scores moyens d'EQR
et les mauvais scores d'EQR pour chacun des 21 sites étudiés.
Golfes et baies
Ports
Golfes et baies
Ports
Figure 4.64. Ratio de la qualité écologique (EQR) des neuf golfes et des 12 ports étudiés le long de la côte
algérienne. Les valeurs minimales, maximales et moyennes sont indiquées ; une boîte blanche indique les 20ème
et 80ème percentiles. Les scores moyens d'EQR considèrent seulement H', AMBI et ITI. Les mauvais scores
d'EQR considèrent l'EQR dérivé des 8 indices étudiés (S, N, H', BQI, AMBI, BENTIX, BO2A et ITI). Les
couleurs correspondent à l'EQS (statut de la qualité écologique) : rouge pour le mauvais, orange pour pauvre,
jaune pour le modéré, vert pour le bon et le bleu pour la haute qualité écologique.
247
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
Tableau 4.6. Valeurs moyennes des différents indices utilisés par sites et par bassins dans les ports.
Alger
Oran
Annaba
Ghazaouet
Bajaia
Ancien port
de Skikda
Bassin vieux port
Bassin de l”Agha
Bassin Mustapha
Petite rade
Bassin de Skikda
Bassin Mostaganem
Bassin Ghazaouet
Zone avant port
Zone de confinement
Bassin d’évolution
Zone avant port
Bassin de Maghreb
Bassin 2
Bassin du vieux port
Bassin Agha
Bassin 1
Bassin 2
Zone avant port
NP. Skikda
Port d’Arzew
Port de Bethioua
Port de Jijel
Port de Djendjen
Port d'El Kala
AMBI
BENTIX
I2EC
BOPA
ITI
S
3,37 ± 0,41
3,67 ±0,34
3,82 ±1,48
2,94±0,86
4,53±1,28
3,8±0,77
3,84±1,04
4,39±1,73
5,57±0,5
3,22±1,19
2,41±0,6
4,41±0,09
3,44±1,71
3,62±0,72
4,11±0,44
3,2±0,54
3,07±1,37
1,72±1,13
2,39±0,83
3,43±1,01
2,15±0,59
3,01±0,55
2,32±0,68
3,85±2,05
3,03 ±0,42
2,62±0,34
2,5±1,34
3,6±0,73
2,51±0,89
2,69±0,87
2,66±1,16
2,61±0,78
1,81±0,74
3,1±1,05
3,74±1,47
2,08±0,08
3,12±11,78
2,88±0,64
2,49±0,51
2,75±0,27
3,2±1,31
4,66±1,2
3,95±0,76
3,14±1,04
4,54±0,43
3,04±0,41
4,19±0,68
2,88±1,424
3,93±0,7
5±0
4,91±1,45
3,93±1
5,24±1,32
4,74±0,69
4,96±0,76
5,6±1,67
6,43±0,79
4,18±1,33
3,38±1,06
5±0
4,25±1,49
4,17±0,75
4,87±0,52
3,17±0,75
4±0,82
3,33±0,58
3,52±1,21
4,26±1,07
3,04±0,93
3,8±1,23
3,24±0,99
4,25±2,5
0,13±0,005
0±0,01
0,03±0,07
0,17±0,07
0,21±0,1
0,12±0,09
0,11±0,1
0,22±0,11
0,29±0
0,1±0,08
0,1±0,07
0,29±0,013
0,28±0,01
0,12±0,08
0,1±0,08
0,12±0,009
0,15±0,11
0,008±0,1
0,1±0,005
0,16±0,007
0,09±0,04
0,1±0,007
0,09±0,06
0,21±0,143
54,86±14,3
91,26±3,74
75,2±20,99
36,98±2,96
49,17±15,7
70,9±17,55
76,1±19,17
46,05±18,7
36,69±3,12
48,4±17,15
41,95±12,9
37,61±3,52
41,26±10,6
60,43±25,1
74,02±21,8
42±6,99
40,61±6,58
48,13±7,04
49,3±14,65
53,99±14,8
45,3±11,08
46,71±10,7
38,77±12,8
33,17±3,69
34,73±11,5
9,43±2,44
4,75±3,7
33,29±8,51
15,89±11,8
16,63±10,3
11±7,14
8,6±5,22
3,5±4,17
17,53±7,81
23,11±14,5
10±4,932
9,63±6,05
26,67±14,8
22,47±10,6
32,83±14,9
38,5±25,51
22,33±20,2
32,62±19,2
24,94±11,6
34,8±9,79
29,5±10,09
36,22±19,2
17,75±11,4
N
334,7±168,93
197,1±87,3
52,25±53,67
302,2±125,31
305,4±297,05
205,7±157,57
238,4±314,04
185,2±207,13
59,88±115,21
355,9±392,55
312,8±332,1
694,9±407,9
580,8±415,77
932,5±1038,8
946,3±702,55
784,3±817,59
1006±856,59
71±85,81
276,9±300,07
313,3±223,3
226,7±405,29
313,5±319,81
254,1±223,24
353,3±274,39
J’
0,7±0,14
0,43±0,08
0,63±0,17
0,75±0,08
0,58±0,2
0,59±0,2
0,52±0,18
0,57±0,32
0,46±0,11
0,62±0,18
0,72±0,08
0,33±0,085
0,35±0,14
0,55±0,25
0,37±0,2
0,6±0,007
0,58±0,004
0,9±0,005
0,79±0,1
0,69±0,11
0,82±0,15
0,66±0,16
0,74±0,1
0,41±0,351
H’
3,53±0,86
1,38±0,35
1,23±0,74
3,78±0,45
2,11±1,1
2,33±1,17
1,79±0,85
1,82±1,32
0,63±0,56
2,49±0,87
3,26±0,56
1,01±0,33
0,93±0,73
2,3±0,78
1,7±1,11
2,89±0,59
2,93±0,89
3,46±1,4
3,59±0,69
3,07±0,78
4,11±0,82
3,15±0,79
3,63±0,73
1,57±1,2
BQI
8,53±2,24
3,91±0,46
3,04±1,08
10,4±1,56
4,75±2,99
5,28±2,63
4,43±1,8
4,16±2,97
1,7±0,69
2,76±3,3
11,38±3,41
3,52±0,81
3,84±0,77
7,52±1,5
5,76±2,13
9,05±1,55
8,54±1,58
9,73±2,5
9,64±3,02
7,32±2,16
12,34±1,59
10,02±2,71
14,52±3,42
4,89±2,23
Tableau 4.7. Valeurs moyennes des différents indices utilisés par golfe et baie.
Baie d'Alger
Baie de Bou Ismaïl
El Kala
Golfe d'Annaba
Golfe d'Arzew
Golfe de Béjaïa
Golfe de Ghazaouet
Golfe d'Oran
Golfe de Skikda
AMBI
1,47±0,52
1,88±0,61
1,12±0,47
1,87±0,86
1,75±0,64
1,72±0,71
2,2±0,57
1,4±0,6
1,92±0,84
BENTIX
4,452±0,71
4,64±0,75
5,45±0,34
4,61±0,95
4,52±0,78
4,77±0,72
3,89±0,59
5,08±5,61
4,51±1
I2EC
2,103±0,99
3,05±1,07
2,14±1,07
2,86±0,71
2,93±0,57
3±1,33
2,9±0,72
2,05±0,96
3,13±0,5
BOPA
0,01±0,01
0,06±0,05
0,02±0,03
0,04±0,03
0,03±0,04
0,04±0,05
0,06±0,05
0,03±0,04
0,05±0,04
ITI
47,85±13,99
41,6±8,2
50,86±10,99
52,65±16,38
41,75±9,49
40,62±9,73
32,66±9,15
50,71±9,55
50,17±19,57
S
22,38±10,87
41,95±26,46
10,43±3,55
19,71±12,35
23,54±12,59
25,26±12,87
28,28±10,7
53,4±25,41
21,75±7,51
N
82,26±55,38
152,8±110,55
21,71±6,73
83,54±84,26
97,71±67,96
92,85±83,04
108,1±63,64
163,9±135,47
70,75±53,37
J’
H’
0,83±0,08
0,87±0,05
0,9±0,09
0,82±0,15
0,8±0,09
0,86±0,07
0,8±0,11
0,88±0,06
0,85±0,1
3,57±0,91
4,41±0,84
3,01±0,65
3,18±1,05
3,5±0,64
3,85±0,64
3,77±0,66
4,89±0,76
3,65±0,79
BQI
15,54±3,03
16,61±5,04
10,09±3,11
10,75±3,27
12,75±2,57
11,98±3,14
12,91±2,85
21,59±5,33
11,12±4,05
248
Des 45 résultats d'essai de Kappa illustrés sur la figure 4.65, seulement huit montrent un coefficient
correspondant à un statut modéré ou de bonne qualité écologique avec un pourcentage supérieur à
69%. Ces résultats prouvent que H', AMBI, BENTIX, BO2A et les scores moyens sont très proches en
terme de diagnostic. S et BQI montrent seulement une légère correspondance avec les autres indices
alors que N et ITI semblent être complètement indépendants des autres indices.
Figure 4.65. Concordance entre le statut de la qualité écologique (EQS) (dérivé de l'EQR calculé à partir de S,
N, H', BQI, AMBI, BENTIX, BO2A et ITI) et les points moyens d'EQR (considérant seulement H', AMBI et
ITI) et les mauvais scores d'EQR (considérant tous les indices). Deux groupes d'EQS ont été considérés : le
mauvais pour modérer EQS et bon afin de maximiser l'EQS. Le pourcentage des correspondances et des
disparités entre les EQS est montré, et le coefficient de Kappa (k) est donné. L'accord entre les groupes d'EQS
est interprété selon l'échelle proposée par Viera et Garrett (2005) pour le coefficient de Kappa.
149
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
Discussion
La directive cadre sur l'eau (DCE) oblige les Etats membres européens à établir un rapport écologique
de qualité (EQR) (Borja et al., 2003, 2004 ; Muxika et al., 2007) ; cet état est traduit par le ratio entre
la valeur de l'indice calculé et la valeur de cet indice par rapport à un état de référence. Cependant, les
EQRs ont été rarement établis ; en fait, la plupart des documents édités sur l'utilisation des indices
benthiques pour la DCE ont donné seulement des valeurs d'EQS sans celles des EQR, probablement
du fait de la difficulté de calculer ces derniers. Cela est directement lié à la difficulté de déterminer un
état de référence puisque la plupart des régions côtières ont été sous l’influence des activités humaines
pendant plusieurs décennies et le demeurent à ce jour.
Ceci nous interpelle quant à la signification qui peut être assignée à l’état de référence. L'état de
référence correspond-il à un état initial tel que proposé par quelques auteurs ? Cet état de référence
correspond-il au meilleur état observé dans un secteur ? Où est ce un état artificiel reconstruit sur la
base de l’expérience d'un expert ?
Puisqu’il est très difficile aujourd’hui de rencontrer un environnement côtier sans activités
anthropiques, nous avons choisi, pour cette étude, de tenir compte du 80ème percentile pour établir des
limites de seuil pour trois indices, respectivement S, N et H’. Puis, pour un échantillon simple parmi le
total de 655 échantillons disponibles, nous avons tenu compte des valeurs calculées dans cet
échantillon comme valeurs de référence pour les cinq autres indices. Pour l'indice ITI, la valeur de
référence a été placée à 83.35 afin d'expliquer la distribution des quatre groupes trophiques dans un
échantillon dominé par des espèces suspensivores. Ces choix nous ont permis de calculer l'EQR pour
chaque échantillon avec les huit indices testés et puis de calculer des scores moyens d'EQR et des
scores du mauvais d'EQR.
En dépit de la variabilité élevée des 10 EQS, cette analyse met en évidence deux structures
morphologiques côtières principales ; les golfes et les ports clairement en rapport avec
l’hydrodynamique. Le contraste entre un secteur à hydrodynamique élevé et un secteur à faible
hydrodynamisme. Ce type de contraste a déjà été souligné par Afli et al. (2009) pour la côte
tunisienne, notamment entre la baie de Tunis à fort hydrodynamisme et la lagune du Nord d'El Melh
de Ghar et la lagune méridionale de Tunis toutes les deux caractérisées par un faible hydrodynamisme.
Deux sous-groupes de port peuvent être distingués: les nouveaux ports construits au milieu des années
70 (Bethioua, Djendjen et Skikda) et les vieux ports construits pendant le 19ème siècle (Alger, Annaba,
Ghazaouet et Oran). Les ports plus anciens semblent avoir un statut écologique plus dégradé que les
ports plus récent et les golfes. Cela suppose que ces ports anciens correspondent à des zones plus
polluées de la côte algérienne. Cet aspect a déjà fait l’objet de plusieurs signalisations (Grimes et
Bakalem, 1993 ; Grimes et Boudjakdji, 1996 ; Grimes, 1998a, b ; Grimes et Arkam, 1998 ; Grimes
et al., 1998a, b ; Grimes et Gueraini, 2001a, b ; Rebzani-Zahaf ; 2003 ; Bakalem, 2008).
Ces ports anciens ne sont pas seulement touchés par l’accumulation de la vase dans les bassins
portuaires et les fonds de darses du fait du faible hydrodynamisme ; ils subissent, aussi, la pollution
liée aux apports d’azote, de phosphore et de matières organiques liés aux activités humaines, y
compris le déversement des eaux usées domestiques et industrielles non traitées (Boudjellal et al.,
1993 ; METAP, 1994). Dans ce contexte, il y a lieu de citer le port d'El Kala qui est l’un des plus
confinés de la côte algérienne avec une forte accumulation des boues chargées de matières organiques
ainsi que le port de Ghazaouet qui est exposé à la pollution métallique liée aux activités de l'usine
d'Alzinc.
Généralement, les ports sont dominés par deux espèces : le polychète Capitella capitata et le bivalve
Corbula gibba. Ces deux espèces sont caractéristiques des zones enrichies ou chargées en matières
organiques et les milieux anoxiques comme les ports algériens (Rebzani-Zahaf, 2003). Capitella
capitata est cosmopolite, caractéristique au niveau mondial des ports pollués, et peut tolérer des
niveaux élevés de contamination chimique (Tsutsumi, 1990 ; Levin et al., 1996 ; Pechenik et al., 2001;
250
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
Afli et al., 2008 ; Magni et al., 2008). Corbula gibba est également connu en tant qu'espèce
d'indicatrice des sédiments enrichis en matières organiques (Rebzani-Zahaf, 2003).
Vers la fin des années 1970, la baie d’Alger était considérée comme région eutrophique dont les eaux
côtières chargées en nutriments favorisaient l'augmentation de la biomasse phytoplanctonique ainsi
que la biomasse benthique (Aid et al., 1981). La situation s’est amplifiée dans les années 1980 et les
années 1990 (Chouikhi et al., 1988 ; Boudjellal et al., 1993 ; Sellali, 1996). Les activités humaines
s'étant concentrées dans ces zones industrielles et urbaines pendant des décennies ; ceci a causé
d’importantes perturbations aux communautés benthiques. Cependant, les golfes semblent avoir un
meilleur statut écologique que les ports ; et les golfes d'Oran et de Bou Ismail sont dans un meilleur
état écologique que les autres. Comme souligné précédemment, le golfe d'Oran est le seul golfe en
Algérie où il n'y a pas d’apports par les eaux douces polluées et chargées de vases des oueds. En
outre, les oueds algériens sont connus pour être l’une des principales causes de dégradation des eaux
marines (Bakalem et al., 2009). De même, le golfe de Bou Ismail reste une zone peu industrialisée à
faible urbanisation mais avec une forte fréquentation estivale.
Selon Yoshida et al. (2005) une significative contamination par le mercure due probablement à
l'usine d'électrode de mercure a été détectée dans l'eau et les sédiments de oued El Harrach qui
déverse directement dans les eaux de la baie d’Alger. Cette étude révèle également d’autres
contaminations potentiellement toxiques liées au Cr, Cd, Pb, Cu, et au manganèse. Le projet PAC
Algérie a permis sur la base d’une synthèse des travaux de l’ENSSMAL (ex. ISMAL) (1989-1999)
(Grimes, 2005) de mettre en évidence la pollution par les métaux traces dans les sédiments superficiels
extérieurs de la baie d’Alger, probablement du fait de la forte activité portuaire et aux expositions des
eaux de la baie à diverses sources de pollution tellurique. Cette pollution métallique traduit l’influence
anthropique qui est amplifiée par les conditions hydrodynamiques et hydrologiques qui régissent la
baie d'Alger. Néanmoins, les indices biotiques qui ont été principalement développés par Pearson et
Rosenberg (1978) utilisés dans cette étude sont plus efficaces pour détecter des pollutions organiques
que des pollutions métalliques.
Nos résultats, en plus de ceux de Bakalem et al. (2009) pourraient être intégrés afin de mettre au point
un modèle général de la sensibilité/ tolérance des espèces benthiques des fonds meubles algériens ;
dans, une seconde phase l’intégration de ces données dans des bases de données méditerranéennes
pourrait constituer un support de réflexion pour un modèle régional. Grémare et al. (2009) arguent
qu'une liste unique de sensibilité/tolérance des espèces pour différents secteurs géographiques (par
exemple, AMBI) n'est pas appropriée et soutiennent l’idée que les seuils de sensibilité/tolérance des
espèces évoluent dans différents secteurs géographiques et/ou habitats. Il y’a lieu de souligner le degré
élevé de l'accord parmi les experts benthiques quant aux critères d’évaluation des communautés
benthiques des substrats meubles ; tous ces experts identifient quatre paramètres principaux
d'évaluation : (i) dominance par des espèces tolérantes, (ii) présence des espèces sensibles, (iii)
richesse d'espèces et (iv) d'abondance totale (Weisberg et al., 2008). Les résultats obtenus avec des
indices biotiques, comme ceux utilisés dans la présente étude, sont également difficile à interpréter.
Par exemple, il n’est pas toujours aisé de distinguer les perturbations naturelles et celles liées à des
activités anthropiques dans des zones de dépôt de matières organiques dues à un faible
hydrodynamisme (Dauvin, 2007). Les présentes données peuvent être combinées avec d'autres
données, par exemple, les résultats de la Manche (Dauvin et Rullet, 2009) ou ceux de base de données
MACROBEN pour augmenter le nombre de conditions écologiques et biogéographiques connues et
pour encourager les benthologistes à compléter leur approches sur le concept des espèces indicatrices.
4.4.7. Meilleur jugement professionnel
Ainsi que nous l’avons déjà mentionné précédemment, les communautés benthiques sont très utilisés
pour l’évaluation de l'état de l'environnement marin, notamment pour qualifier l’impact des activités
anthropiques et de la pollution sur le milieu (Bellan, 1967; Reish, 1973, 1983a; Dauer et Simon, 1976;
Woodin, 1976, 1978, 1981; Eckman, 1979, 1983; Eckman et al., 1981; Thistle, 1981; Fresi et al.,
1983; Hily, 1984; Levin, 1984a; Ryggs, 1985; Woodin, 1985; Beukema et Cade, 1986; Warwick,
251
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
1986; Majeed, 1987; Thrush, 1988; Crema et al., 1991; Hall et al., 1991, 1993 ; Ros et Cardell, 1991;
Elias, 1992; Thrush et al., 1992; Dauer, 1993; Dauvin, 1993; Engle et al., 1994; Lamy et Guelorget,
1995; Grall et Glemarec, 1997; Salen-Picar et al., 1997; Weisberg et al., 1997; Roberts et al., 1998;
Cardell et al., 1999; Borja et al., 2000. Olsgard et Somerfield, 2000; Eaton, 2001; Sparks-McConkey
et Watling, 2001; Borja et al., 2003; Solis-Weiss et al., 2004; Van Hoey et al., 2004; Simboura et al.,
2005; Labrune et al., 2006; Simboura et al., 2007; Pinto et al., 2009). Selon Dauvin et al. (sous presse)
l’intérêt pour l’utilisation du benthos comme bio indicateur a augmenté de manière très sensible après
une stagnation durant la phase de recherche d’instruments et d’outils qui permettraient l’évaluation du
statut écologique des écosystèmes de susbstrats meubles, particulièrement après la Directive
Européenne sur l’Eeau. Cependant, l'interprétation des données benthiques est souvent subjective et
est basée sur le meilleur jugement professionnel (Weisberg et al., 2008 ; Dauvin et al., 2010).
L’analyse menée par Weisberg et al. (2008) fait état de quatre catégories de conditions qui sont
utilisées par les experts pour évaluer les sites : (1) affectés, (2) écart marginal de la référence, (3)
touchés, ou (4) gravement touchés. Les experts utilisent en général quatre paramètres pour l’évaluation
du statut (dominance des taxons tolérants, présence d'espèces sensibles, la richesse en espèces, et
l'abondance totale).
Dauvin et al. (sous presse) ont construit l’analyse du meilleur jugement professionel réalisé par l’avis
de quatre experts sur la base de l’échelle suivante: 1) t r è s important, 2) important mais
second aire, 3) marginalement important 4) utilisé, mais seulemen t p our interpréter
d’ autres critères. Sept critères ont été proposés par Dauvin et al. (sous presse) pour catégoriser
les échantillons: 1) présence des espèces opportunistes; 2) présence d e s e s p è c e s tolérantes; 3)
présence des espèces sensibles; 4) nombre de t axo ns d ans l’échan tillon; 5) abondance totale
de l’échantillon; 6) abondance et dominance des espèces opportunistes et 7) abondance et
dominance des espèces sensibles.
Selon Weisberg et al. (2008), les indices sont de plus en plus utilisés comme une alternative au
meilleur jugement professionnel pour évaluer l'état benthique, mais il y a eu des incohérences dans la
façon dont les sites sont sélectionnés pour la validation de ces indices, le niveau de l'accord trouvé
entre les experts suggère que l'opinion consensuelle d'experts peut être une référence viable pour de
telles évaluations. Weisberg et al. (2008) rappellent que la directive européenne et les États-Unis
reconnaissent quatre approches comme bio-critères en développement: (1) comparaison avec les
conditions historiques, (2) la comparaison à la situation actuelle de référence, (3) des modèles et (4)
des consensus de jugement professionnel.
Les experts s'entendent généralement sur les critères utilisés pour l'évaluation, mais sont souvent en
désaccord sur leur importance relative (Weisberg et al., 2008 ; Dauvin et al., sous presse). Néanmoins,
les conclusions sur l'état de la communauté ont résisté à ces différences. Cela reflète probablement un
degré élevé de correspondance entre de nombreux paramètres d'évaluation préférés, ce qui suggère que
les évaluations benthiques résistent aux différences dans les paramètres couramment utilisés dans les
méthodes d'évaluation benthique (Weisberg et al., 2008). Même si Grémare et al. (2009) attire
l’attention quant à l’utilisation d’une liste universelle d’espèces sensibles/tolérantes pour des espaces
géographiques différents, notamment du fait de la capacité des espèces à s’adapter aux conditions
locales mais aussi aux interactions possibles entre les espèces (Dauvin et al. sous presse).
Borja et al. (2008) ont démontré que l’utilisation de différentes méthodes pour évaluer la qualité
benthique peut donner des résultats similaires, même si les méthodes ont été développées dans
différentes zones géographiques. Lorsque la même base écologique est utilisée dans des indices tels
que B-IBI, M-AMBI et AMBI les résultats pourraient produire un niveau d'accord assez interessant
dans l'évaluation de l'intégrité écologique Borja et al. (2008).
Selon ces auteurs, une grande partie de l'inadéquation entre les indices est liée à la variabilité spatiale
des mesures de la structure de la communauté et le type d'habitat. Cependant, les indices qui intègrent
les aspects structurels et fonctionnels du benthos, tels que B-IBI et M-AMBI, sont prometteurs comme
mesures de la qualité des habitats benthiques en raison de leur capacité à intégrer la structure physique
252
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
de l'habitat avec les communautés benthiques. Les travaux de Puente et al. (2008) montrent des
divergences évidentes dans la classification de l'état écologique des méthodes, bien que les
corrélations des correspondants ratios de qualité écologique (EQRS) sont bonnes. Ces auteurs pensent
qu'il peut être nécessaire de modifier les seuils entre chaque catégorie de l'état écologique et suggèrent
d'ajuster les conditions de référence pour la variété de la communauté. D'autre part, nous avons trouvé
quelques sites qui permettent d'atteindre le bon état selon les paramètres utilisés, même si le nombre
d'espèces opportunistes a été élevé. L'utilisation d'approches combinées qui intègrent l'état physicochimique des sédiments serait une approche simple pour réduire le risque de manquer à l'assignation
de la catégorie de l'état écologique (Puente et al., 2008).
L'utilisation de macro-invertébrés pour l'évaluation de certains environnements naturellement stressés,
avec une diversité extrêmement faible et dominés par les espèces tolérantes doit faire l’objet d’une
attention particulière (Dauvin, 2007). Comme constaté par Puente et al. (2008), dans cette situation,
l’utilisation des indices biotiques pour caractériser le niveau de perturbation du milieu et distinguer les
pressions anthropiques de celle liée aux processus naturels est difficile (Diaz et al., 2004).
La réflexion concernant les MJP est développée sur la base de l’analyse récente menée par Dauvin et
al. (sous presse) (Voir article en annexe 2) dont nous reproduirons l’essentiel dans ce qui suit. Cette
réflexion est menée sur 124 échantillons provenant de diverses régions (figure 4.66).
Figure 4.66. Localisation des sites et des zones1 ayant servies dnas l’analyse du MPJ
(Dauvin et al., sous presse).
1
Les données proviennent de zones et d’environnements très perturbés et des zones caractérisées par des conditions
normales (différents types et surfaces de prélèvement). La richesse spécifique (S) ainsi que le nombre d’individus des
différentes espèces varient considérablement dans les 124 échantillons. S varie de 0 dans le canal de navigation de l'estuaire
de Seine dans une zone azoïque due au dragage continu de l'accès au port de Rouen qui est situé à 120 km de la mer, à 133 en
août 1980 et à août 1982 à la Pierre Noire (baie de Morlaix). S montre une forme gaussienne et la plupart des échantillons
révèlent une S située entre 30 et 60. Le nombre d'individus varie également de 0, dans la même zone que S dans l'estuaire de
la Seine, à 37.658 en août 1977 à la Pierre Noire.
253
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
- Évaluation sur la base des indicateurs benthiques
La figure 4.67 montre le nombre d'échantillons correspondant aux cinq EcoQS donné par H', AMBI et
BO2A. Plus de 50 % des échantillons sont de bon à haut statut alors que les peuplements classés
pauvres et de mauvais statut sont moins représentés. Ces deniers sont principalement localisés à
Marseille, dans les ports algériens et à proximité de l’émissaire de Cortiou. H' apparaît comme l’indice
le moins sévère, suivi par l’AMBI et de BO2A qui ont donné un statut plus mauvais que l'AMBI. Pour
l'ITI, environ 75% des échantillons ont montrés un statut perturbé intermédiaire, alors que l'évaluation
mettait en évidence un faible nombre d’échantillons dégradés (figures 4.67 et 4.68).
Figure 4.67. Nombre d’échantillons correspondants aux cinq EcoQS donnés par H’, AMBI and BO2A
(total des 121 échantillons) (source : Dauvin et al. sous presse).
Figure 4.68. Nombre d’échantillons correspondants aux trois EcoQS donnés par ITI (total des 121
échantillons) (source : Dauvin et al. sous presse).
Dans une première étape, si les cinq EcoQS étaient considérés, aucune différence significative entre
l'évaluation donnée par H', AMBI et BO2A n’est mise en évidence, ceci montre la concordance entre
ces trois indices. Dans une deuxième étape, pour comparer avec l’ITI, le très bon et le bon statut d’une
part (correspondant au statut normal d'ITI), et le mauvais statut ainsi que le statut pauvre d'autre partie
(correspondant au statut dégradé d'ITI) ont été mis en commun, alors que le statut modéré n'a pas
changé et est comparé au statut perturbé de l'ITI. Les résultats ont montré que seulement H' et BO2A ont
donnés des statuts semblables (aucune différence significative entre leur évaluation) tandis que toutes les
comparaisons donnent des évaluations significativement différentes. H', AMBI, BO2A des échantillons
provenant d’Espagne ont donné un diagnostic très semblable, malgré la pollution par les hydrocarbures de
la mer Égée et en Galice et malgré la pollution liée aux eaux usées le long de la côte de Castellon. Les
diagnostics sont plus divergents pour les sites stressés et soumis à diverses contraintes ; le cas de la
baie de Morlaix du fait des hydrocarbures de l’Amoco Cadix, du port de Marseille et les ports
algériens, et dans le secteur de l'émissaire Cortiou à Marseille. Il est clair que l'ITI qui se base sur la
signification trophique des espèces avec seulement trois statuts présente le plus de divergences avec
les autres indices pour l'évaluation de l'EcoQS (tableau 4.8) ; cela a également été associé au fait que
cet indice révèle une majorité d’échantillons avec le statut perturbé (moyen).
254
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
Tableau 4.8. Catégories (calssification) assignées par les quatre experts (A1, A2, A3 et A4) aux 124 échantillons sélectionnés dnas la base de données. 1: non affecté (vert); 2: état de
transition (marginal deviation from unaffected) (jaune); 3) affecté (orange) et 4 sévèrement affecté (rouge). BS: Baie de Seine; RM: Rivière de Morlaix, Baie de Morlaix; PN: Pierre
Noire, Baie de Morlaix; X et Z, Galice, 02, February…; /77, 1977…; côte Castellon, Vinaroz (VIN), Benicarló (BEN), Peñíscola (BEN), Alcossebre (ALC) et Torreblanca (TOR), V1,
proximité de l’émissaire, N1, 200 m de l’émissaire, N2, 1000 m de l’émissaire; C, Cortiou; II, II/III, III<15, III> 15, port de Marseilles; ALG, Alger; ARZ, Arzew; BEJ, Bejaia; FET,
Fetzara; JIJ, Jijel; OR, Oran; HALG, port d’Alger; ; HAN, port d’Annaba; HBEJ, port de Bejaia; HGZ port de Ghazaouet; HORA, port d’Oran (source Dauvin et al. sous presse).
Samples
BS2
BS7
BS10
BS11
BS15
BS24
BS28
BS40
BS55
BS56
BS58
RM08/77
RM02/78
RM08/78
RM02/78
RM08/79
RM02/80
RM08/80
RM02/81
RM08/81
RM03/82
RM08/82
RM03/83
PN08/77
PN03/78
PN08/78
PN03/79
PN08/79
PN03/80
PN08/80
PN03/81
A1
2
2
1
2
2
3
2
2
4
3
3
3
2
3
3
3
3
3
3
3
3
3
2
1
1
2
2
2
2
2
2
A2
1
2
1
1
1
3
2
1
4
1
1
3
2
3
2
2
2
3
3
3
2
2
2
1
1
2
2
2
2
2
2
A3
3
3
2
2
1
3
2
2
4
3
3
3
2
3
2
2
2
3
2
3
2
3
1
1
2
2
2
2
1
1
2
A4
2
2
1
1
1
3
2
2
4
3
3
2
2
3
2
2
2
3
3
3
2
2
2
1
1
2
1
2
2
2
2
Samples
PN08/81
PN03/82
PN08/82
PN03/83
X12/92
X03/93
X08/93
X03/94
X09/94
X04/95
X08/95
X04/96
X07/96
X11/96
Z11/92
Z03/93
Z08/93
Z03/94
Z09/94
Z04/95
Z08/95
Z04/96
Z07/06
Z11/06
VIN.V1
VIN.N1
VIN.N2
BEN.V1
BEN.N1
BEN.N2
PEN.V1
A1
2
2
2
1
1
2
1
2
1
1
1
1
1
1
1
2
1
2
2
1
1
1
1
1
2
2
1
2
1
1
2
A2
1
1
2
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
2
A3
1
1
2
1
1
3
1
2
1
1
1
1
1
1
1
2
2
1
2
1
1
1
1
1
2
1
1
1
1
2
2
A4
1
1
2
1
1
2
1
1
1
1
1
1
1
1
1
2
1
1
1
1
1
1
1
1
2
1
1
3
1
1
2
Samples
PEN.N1
PEN.N2
ALC.V1
ALC.N1
ALC.N2
TOR.V1
TOR.N1
TOR.N2
C65C6
C89I7e
C94I7e
C95I7e
C96I7e
C01I7e
C76F2
C76E6
C76D2
C94F2
C94E6
C94D2
II
II
II
II/III
II/III
II/III
III<15
III<15
III<15
III>15
III>15
A1
1
2
1
2
1
1
1
2
4
4
2
3
3
4
3
2
1
1
1
2
4
4
4
4
3
3
3
3
4
2
3
A2
1
1
1
1
1
1
1
1
4
4
1
3
1
1
2
1
1
1
1
1
4
4
4
4
4
4
3
2
3
1
1
A3
2
2
1
2
1
1
2
2
4
4
2
2
3
2
3
1
3
2
1
2
4
4
4
4
4
3
3
2
4
3
3
A4
1
2
1
2
1
1
1
2
4
4
3
3
3
3
3
2
3
2
3
2
4
4
4
4
4
3
3
3
4
3
3
Samples
III>15
ALG1
ALG2
ALG3
ALG4
ARZ1
ARZ2
BEJ1
BEJ2
BOU1
BOU2
FET1
FET2
JIJ1
JIJ2
ORA1
ORA2
HALG1
HALG2
HALG3
HALG4
HAN1
HAN2
HAN3
HAN4
HBEJ1
HBEJ2
HGZ1
HGZ2
HORA1
HORA2
A1
2
1
1
1
2
1
2
1
1
2
1
1
2
1
2
2
1
3
2
3
3
4
4
3
3
3
2
3
4
4
3
A2
2
1
1
1
2
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
3
2
3
3
4
3
3
3
3
2
3
3
4
2
A3
2
2
1
2
2
1
1
2
1
1
1
1
2
1
3
2
3
3
2
4
3
4
4
3
4
4
2
4
4
4
2
A4
3
1
1
2
2
2
2
1
1
1
2
1
2
1
1
3
1
3
2
4
3
4
3
3
3
3
3
3
3
4
3
255
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
4.4.8. Discussion des résultats des indices biotiques
Comme souligné par plusieurs auteurs, dont Diaz et al. (2004) et Devlin et al. (2007), une
augmentation sensible du nombre de travaux consacrés à l’évaluation de la qualité écologique de
l’écosystème benthique en utilisant les indices biotiques a été constatée. Dans certains cas spécifiques
et particuliers, comme dans les estuaires caractérisés par le « paradoxe de la qualité d'estuaire »
(Dauvin, 2007 ; Elliott et Quitino, 2007), ce développement apparaît comme nécessaire. Mais dans
plusieurs autres cas, Diaz et al. (2004) suggèrent, plutôt que inflation de nouveaux indices proposés,
quelques « réaménagements » sur des indices existants uniquement pour leur adaptation aux
conditions locales ou régionales.
A ce jour, des indices plus ou moins compliqués continuent d’être proposés (Dauvin et al., 2010). Face
à cette réalité, deux questions majeures doivent être discutées: 1) Est il nécessaire d’utiliser des indices
compliqués pour évaluer la qualité du benthos ? 2) Quelles sont respectivement la part de subjectivité
et celle d'objectivité dans l'évaluation du statut écologique du benthos ? Le but principal de cette
analyse est d'examiner la capacité des multiples catégories d'indicateurs benthiques, la capacité des
espèces sentinelles et du meilleur jugement professionnel (MJP) d'évaluer la qualité des communautés
benthiques des substrats meubles. Cet exercice a été réalisé sur une sélection de données en mesure de
caractériser des eaux côtières et portuaires non polluées et des situations pollutions avérées afin de
proposer des réponses aux questions précédemment soulignées.
Les tests statistiques ont prouvé que les trois indices choisis, H', l’AMBI, et le BO2A donnent des
ECoQS semblables. Néanmoins, les indices AMBI et BO2A ont souvent conclus à la même évaluation
pour beaucoup d'échantillons. L'ITI se base sur un concept différent, et les auteurs ne recommandent
pas d'employer cet indice pour les EcoQS benthiques. De nombreux travaux récents (Labrune et al.,
2006 ; Blanchet et al., 2008 ; Borja et Dauer, 2008 ; Borja et al., 2008 ; Bakalem et al., 2009 ; Dauvin
et al., 2009 ; Grémare et al., 2009 ; Ranasinghe et al., 2009) ont mis en évidence la différence des
évaluations des divers indicateurs benthiques. Cela est du à plusieurs raisons parmi elles le fait que les
indices ne tiennent pas compte du même facteur de la classification des espèces, c.-à-d. classification
des espèces dans les groupes écologiques comme dans le cas de l’AMBI, classification des espèces
dans les groupes trophiques comme dans le cas de l’ITI ou le nombre d’espèces et le nombre
d’individus dans un échantillon ainsi que la diversité de Shannon H’. Les auteurs encouragent
également l'utilisation de divers indices ainsi que des approches multi-critères pour une meilleure
évaluation de la qualité écologique (Muxika et al., 2007 ; Blanchet et al., 2008).
La plupart des experts benthiques reconnaissent qu’il existe une certaine subjectivité dans la
classification des espèces dans les groupes écologiques et biologiques, et la nécessité d'encourager des
études sur le rôle respectif des espèces benthiques dans le fonctionnement de l'écosystème benthique,
notamment sur leur groupe trophique et leur sensibilité ou tolérance aux diverse pollutions (Dauvin et
al., 2010). D'ailleurs, Grémare et al. (2009) ont souligné que l'utilisation d'une liste universelle unique
de sensibilité/ tolérance pour différents secteurs géographiques apparaît comme inappropriée pour les
espèces benthiques qui peuvent adapter leur comportement aux conditions environnementales locales
ou régionales. Ceci a suggéré la capacité d'adaptation d'espèces par rapport aux conditions
géographiques et environnementales et probablement aux interactions entre espèces. Ceci est
incompatible avec le concept d'un indice mondial, au moins pour ceux utilisant l’identification des
espèces dans leur calcul. Une majorité des indices benthiques nécessite d'identifier au niveau espèce,
mais comme souligné par de nombreux travaux (Boreo, 2010), le nombre de taxonomistes a diminué
nettement, et à l'avenir, il sera sans doute difficile d’identifier correctement toutes les espèces trouvées
dans les communautés macrobenthiques (Dauvin, 2005).
En outre, les évaluations des incidences sur l'environnement sont souvent conduites par des
consultations de recherches actionnées par les généralistes qui n'ont pas l'expertise suffisante d'espèces
pour identifier correctement la faune. Néanmoins, ils continuent à établir les listes étendues d'espèces
pour les maîtres de l’ouvrage (Dauvin, 2005). L'utilisation du concept de suffisance taxonomique (ST)
« Taxonomic Sufficiency (TS) » peut réduire les marges d’erreur dans l'attribution du statut de la
256
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
qualité écologique, particulièrement si les groupes écologiques sont utilisés, le cas de l’AMBI (Dauvin
et al., 2010). Les deux indices BOPA et le BO2A (Dauvin et Ruellet, 2007, 2009) ont suivi le concept
de la « Suffisance Taxonomique » et peuvent être employés dans les environnements côtiers et
d'estuaire avec succès. BO2A, employant seulement le rapport aux amphipodes des annélides
opportunistes, est une bonne alternative quand le niveau de l'identification des espèces est douteux.
Selon Dauvin et al. (sous presse), la dominance des espèces sentinelles utilisées dans cette analyse
relative au MJP apparaît comme inappropriée pour une évaluation précise des communautés des
substrats meubles ; néanmoins, leur présence et dominance ont servi aux experts à leur jugement
professionnel. Toutefois, pour l’observateur, les espèces sentinelles présentent un rôle très important
pour « la veille » écologique et donnent les premières alarmes des déséquilibres des conditions du
milieu ou des dysfonctionnements de la communauté benthique. En fait, les espèces opportunistes sont
présentes dans un grand nombre d'échantillons avec de faibles abondances, comme espèces en réserve
qui peuvent rapidement proliférer numériquement quand les conditions leur deviennent favorables
(enrichissement en matières organiques). Ceci est le comportement typique des espèces opportunistes
avec une stratégie démographique de type « r ». Réciproquement, la présence et la dominance des
espèces sensibles aux hydrocarbures et à la matière organique telle que l’amphipode Ampelisca
renseigne sur la bonne qualité de l'environnement benthique. Leur absence n'est pas suffisante, en ellemême, pour prouver que la communauté est affectée.
Dauvin et al. (2010) considèrent trois causes principales à l'origine des échantillons oligospécifiques.
(1) l’hydrodynamisme ou les conditions anoxiques ; la composition du sédiment et sa charge en
matières organiques. (2) la faune est rare du fait des contraintes physiques et chimiques naturelles ou
du fait des contraintes anthropiques telles que le dragage dans les ports ou des canaux de navigation.
(3) la taille de l'échantillon trop petite. Comme la plupart des indices benthiques sont basés strictement
sur la richesse d'espèces et l’abondance de chaque espèce et/ou la richesse spécifique totale et le
nombre d'individus dans un échantillon. Ces auteurs proposent que des échantillons dont l’abondance
est inférieure à 20 individus ne soient pas considérés dans l'évaluation. Il y a lieu de souligner qu’il est
souvent difficile de réaliser un diagnostic pour de tels échantillons pauvres en individus.
Enfin cet exercice du MJP confirme les conclusions de Weisberg et al. (2008) et de Teixeira et al.
(2009) sur la pertinence et l'exactitude d'une telle approche. Il était probablement dû à la même étude
des experts professionnels en benthos et de leur appropriation élevée du paradigme de Pearson et
Rosenberg sur la réponse de la communauté benthique à l'augmentation de la matière organique.
Les indicateurs existants basés sur la classification écologique des espèces tels que l'AMBI ne sont pas
susceptibles d’identifier les effets des huiles sur les communautés benthiques alors que l’indice de
diversité de Shannon H' n'est pas approprié pour détecter les environnements soumis à une contrainte
ou à des pollutions. Cet indice est trop sensible à la richesse spécifique et à l’abondance totale dans
les échantillons.
L’étude que nous avons menée sur les peuplements benthiques des substrats meubles de l’Algérie
montre que l’indice de Shannon qui explique la diversité spécifique d’une communauté en fonction du
nombre d’espèces récoltées et du nombre d’individus de chaque espèces (Frontier et Pichod-Viale,
1991) ne peut être utilisé tout seul pour qualifier le statut écologique d’un site. Son utilisation doit être
soutenue par l’emploi d’un ou de deux parmi les indices traités dans cette étude, en particulier
l’AMBI, le BOPA, le BENTIX, l’ITI ou le BQI.
Les valeurs du BOPA et du BO2A aboutissent à des classifications quasiment identiques sur la totalité
des stations, soit en moyenne plus de 90 % de concordance ; ceci signifie que l’utilisation de l’un de
ces deux indices est suffisante pour caractériser et qualifier les peuplements macrozoobenthiques et
donc le milieu. L’utilisation de l’ITI pour la caractérisation de la qualité écologique du milieu est très
délicate. Cet indice basé sur la signification trophique pose le problème de la capacité à affecter toutes
les espèces à un groupe trophique, d’autant qu’il est avéré que certaines espèces présentent un groupe
mixte en fonction des conditions dominantes dans le milieu. Ce type d’indice utilisé à lui tout seul
serait il en mesure de qualifier objectivement la qualité du milieu ?
257
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
La diversité des espèces est elle toujours le signe de bonne qualité écologique du milieu ? La question
mérite d’être posée notamment dans le cas de la baie d’Alger où certains peuplement relativement bien
diversifiés avec des valeurs des indices biotiques les classant soit dans la catégorie bonne ou même
très bonne qualité écologique alors que nos connaissances sur la qualité chimique du milieu et
notamment du sédiment superficiel indiquent le contraire.
En comparant le zoning de la pollution dans le secteur d’Oran, il est surprenant de constater que
l’influence de la pollution portuaire se fait moins ressentir sur les peuplements côtiers du golfe d’Oran
d’autant plus que le principal émissaire est localisée à la sortie immédiate du port. Cela suggère que
charge polluante reste très localisée du fait de la faible bathymétrie et du jeu des courants qui favorise
sa décantation immédiatement après sa sortie des égouts. La granulométrie et le manque d’agitation
amplifieraient sa rapide décantation faisant atténuer sensiblement ses effets sur les peuplements du
golfe les plus proche. A l’opposé, dans la baie d’Alger, les rejets à l’extérieur du port, en particulier les
déversements de l’oued El Harrach est responsables de l’apparition de zones polluées à l’extérieur du
port. La classification proposée par Pinto et al. (2008) pour l’AMBI et le BENTHIX a tendance à
aggraver la qualification écologique des stations par rapport à celle proposée par l’EQS DEE ; cette
démarche présente l’avantage d’interpeller plus les décideurs concernant l’état de pollution des sites
suivis.
Il apparaît que sur les fonds meubles algériens et notamment en milieux portuaires confinés la réponse
aux perturbations liées aux activités anthropiques en terme d’organisation/« désorganisation » de la
macrofaune benthique au niveau individu, population, peuplement sont très complexes et parfois
contradictoires, ceci rejoint le constat déjà fait pour les peuplements de la baie de Seine par Cabioch et
Retiere (1985). En outre, d’un point de vue application des indices biotiques aux peuplements des
substrats meubles, les enseignements de cette expérience en Algérie montrent que :
(i) La pertinence des indices biotiques pour qualifier les conditions du milieu dépend d’une série de
facteurs, dont la qualité des données n’est pas la moins importante. Il est en effet, nécessaire de
disposer d’un jeu de données assez large pour réduire l’erreur qui pourrait être introduite par : (i) la
prépondérance d’une espèce ou d’un petit cortège d’espèces dont la signification écologique n’est pas
totalement tranchée ; (ii) le déficit en connaissances par rapport à quelques espèces importantes dans le
peuplement ; (iii) le manque de connaissances relatives à la distribution d’une espèce en Méditerranée.
Labrune et al. (2006) rappèlent les conclusions faites par Salas et al. (2004) quant à l’hétérogénéité
des valeurs entre l’AMBI et H’ du fait de la dominance, dans les sites étudiées, de certaines espèces
non classées comme tolérantes. Une forte corrélation est mise en évidence entre l’AMBI et le
BENTIX par Simboura (2004) à l’Est de la Méditerranée, Marin-Guirao et al. (2005) (in Labrune et
al., 2006) mettent également en évidence une correlation positive entre l’AMBI et le BENTIX dans
une lagune de l’Ouest de la Méditerranée (Mar Menor) alors que Labrune et al. (2006) mettent en
évidence une correlation positive entre les indices AMBI, BENTIX sur les peuplements du golfe du
Lion mais insistent sur une différence importante entre l’AMBI et le BQI. Pour l’AMBI, la
tolérance/sensibilité est basée sur la classification en cinq catégories écologiques en relation avec la
télorance/sensibilité de chaque espèce par rapport à la perturbation. Cette classification est “discrete”
et est supposée valide dans toutes les zones (Labrune et al., 2006). Ces mêmes auteurs signalent
l’intérêt de la classification obtenue avec le BQI, qui elle est continue (degré de tolérance/sensibilité
continue) et donné par le ES500.05 (Rosenberg et al., 2004).
Dans leurs conclusions sur l’utilisation comparée de trois indices biotiques dans le golfe du Lion
(AMBI, BQI et H’) Labrune et al. (2006) affectent les différences qui peuvent apparaître sur les
valeurs des indices à (1) leur sensibilité à la dominance, (2) la classification des espèces
tolérantes/sensibles, (3) l’échelle utilisé pour traduire les valeurs des indices en classe de
“statut/qualité” écologique. Ces auteurs demontrent aussi que la classification du site étudié (golfe du
Lion) dépend en fait des indices utilisés. Les valeurs de l’AMBI classent cette zone dans la catégorie
qualité écologique élevée et bonne qualité écologique alors que le BQI et H’ classent respectivement
31 % et 69 % des stations etudiées respectivement dans les catégories dites “Modérée” ou moindre.
Cela suggère que BQI et H’ ont plutôt tendance à sous-estimer la classification par rapport à la qualité
258
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
écologique. Cela rejoint parfaitement nos résultats qui démontrent clairement que le statut ou la qualité
écologique des fonds prospectés dépendent du type d’indices utilisés même si globalement les
classifications obtenues à partir de l’AMBI, le BENTIX et le BOPA donnent dans le cas de l’Algérie
des classifications sensiblements proches. Simboura et al. (2007) ont demontré dans une zone sous
influence metallique (golfe d’Evvoikos, Grèce, mer Égée) sur un suivi à long terme que les
fluctuations du BENTIX décrivent parfaitement l’évolution dans le temps de la structure du
peuplement et donc de la qualité écologique du milieu. Dans cette étude ces auteurs démontrent que
les fluctuations spatio-temporelles du BENTIX concordent dans une large mesure avec deux autres
descripteurs que sont la richesse spécifique et la densité.
(ii) La subjectivité des échelles (seuils) de classification est tributaire de l’«avis de l’expert » qui,
souvent, part avec des préjugés portant sur l’espèce elle-même ou sur le milieu. Partant d’un principe,
par exemple, qu’une station confinée de fond de darse portuaire est plus polluée qu’une station de baie
à 30 m de profondeur, ce qui n’est pas généralement faux mais ce qui n’est pas non plus systématique.
Selon la synthèse réalisée par Grall (2004), la plupart des classifications opérées à partir des espèces
sensibles et des espèces tolérantes présentent une part de subjectivité puisque « l’avis de l’expert » est
souvent décisif dans la qualification du statut écologique. Les classifications de Reish (1955), de
Leppäkoski (1975) identifient cinq zones d’inégales perturbations et celles de Pearson et Rosenberg
(1978) et de Rhoads et Germano (1986) définissent quatre étapes de dégradation. Hily (1984), Grall et
Glémarec (1997) mettent en évidence 7 étapes de dégradation, alors que Borja et al. (2000) proposent
une classification continue de 0-7 pour qualifier la qualité écologique; Simboura Zenetos (2002)
définissent 5 zones seulement.
Parmi les classifications que Grall (2004) qualifie d’objectives, il y a lieu de citer celle de Warwick
(1986) basée sur l’abondance–biomasse ainsi que celle de Rygg (2002) basée sur la sensibilité des
espèces, celle de Rhoads et Germano (1986) qui repose sur un indice sédiment–organismes. Grall
(2004) rappelle que la classification de Weisberg et al. (1997) qu’il considère comme
subjective/objective repose sur 17 variables.
(iii) Concernant l’interprétation et commentaires finaux, selon Dauer et al. (1993) tout facteur
chimique ou physique qui restreint le recrutement, la croissance ou la survie des espèces ou
populations affectant ainsi la composition du peuplement est appelé stress en milieu marin. Pour
Glemarec (2003), la question est de savoir si l’on doit assimiler les zones anoxiques aux zones
toxiques mais également de savoir si la réponse des espèces est sélective par rapport à un type de
polluant spécifique ou alors la réponse est globale intégrant l’ensemble de la charge polluante quelque
soit sa nature. Cette question ne peut être tranchée uniquement en utilisant les indices biotiques ou les
indicateurs écologiques mais elle nécessite d’autres analyses à l’échelle cellulaire.
Il s’agit donc à travers un groupe d’espèces dont la présence ou non ainsi que l’abondance relative sont
les témoins des déséquilibres qui peuvent affecter les peuplements (Glemarec, 2003). Résumer ainsi
une somme non négligeable d’informations écologiques en un seul indice demeure une démarche
ambitieuse et son établissement doit être fait avec rigueur (Glemarec, 2003). Pour cet auteur, parmi les
espèces sensibles, les amphipodes Ampeliscidae apparaissent comme hautement sensibles et
d’excellents indicateurs de pollution pétrolière (Glemarec, 2003). Le fait que les stations les plus
oligospécifiques des sites étudiés en Algérie sont parmi les plus riches en matières organiques du fait,
notamment des apports domestiques comme au port et en baie d’Alger, au port d’Oran et au port de
Ghazaouet confirme le constat de Glemarec (2003) qui considère que les espèces susceptibles de vivre
dans des milieux enrichis, hypoxiques, puis réduits sont en nombre décroissant. Ce constat est illustré
parfaitement par la distribution du nombre d’espèces par groupe écologique dans la rade de Brest
(Grall et Glemarec, 1997) où ils notent pour les cinq groupes écologiques la répartition suivante :
groupe I (richesse spécifique de 176 espèces), groupe II (52 espèces), groupe III (31 espèces), groupe
IV (12 espèces) et enfin le groupe V, le plus résistant à la pollution avec 3 espèces sans les oligochètes
et les nématodes. Ce dernier groupe comprend sur les fonds meubles de la rade de Brest, deux des
espèces classées opportunistes d’ordre 1 en Algérie (voir I2EC) ; Capitella capitata et Malacoceros
fuliginosa.
259
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
La diversité spécifique décroît à partir d’une source (gradient) d’enrichissement en matières
organiques. Certains groupes adaptés (très résistants) se retrouvent de façon universelle dans des
situations similaires d’anoxie et de pollution (Glemarec, 2003). Les espèces appartenant au groupe des
opportunistes appartiennent essentiellement aux Capitellidae, aux Spionidae et aux Cirratulidae. En
plus de ces espèces nous retrouvons dans cette catégorie des espèces reconnues pour leur résistance
aux fortes charges en matières organiques, en particulier les bivalves Corbula gibba et à un degré
moindre Abra alba. La réduction de la diversité est la preuve que la richesse spécifique et l’abondance
sont corrélées positivement avec la contamination qu’elle soit métallique ou organique (Glemarec,
2003).
La réflexion engagée par Glemarec (2003) sur le niveau systématique le plus indiqué afin de
caractériser le niveau de contamination est intéressante. En ce sens que le niveau famille peut être
révélateur d’une tendance de perturbation mais ne peut avoir la précision du niveau espèce, dans la
mesure où par exemple des familles comme les Nereidae ou les Spionidae ont des représentants dans
les différents groupes écologiques. Par contre l’apparition de Neanthes spp et des Polydora sont des
signaux importants montrant la nécessité d’une détermination au niveau du genre.
La notion de groupes polluo-sensibles a été mise en évidence par Sanders et al. (1980) en étudiant le
scénario de recolonisation après une marée noire ; ils décrivent la prolifération de Capitella capitata la
première année, suivi par d’autres espèces opportunistes au cours de la deuxième année ; les espèces
du genre Ampelisca sont apparues en derniers du fait de leur forte sensibilité à l’enrichissement du
milieu en matière organique.
(iv) Les limites des listes de référence concernant la signification écologique des espèces est
également un élément qui doit être considéré avec beaucoup de rigueur. En effet, affecter à une espèce
une signification écologique n’est pas choses aisée déjà à une échelle géographique localisée; le faire au
niveau régional (Méditerranée) et même au delà est autrement plus compliqué. Les indices basés sur la
signfication écologique des espèces, en particulier l’AMBI et le BENTIX et qui sont construits sur le
principe de polluo-sensibilité des espèces qui a déjà fait l’objet d’une description par Hily (1985) (tableau
4.9) peuvent souffrir de la capacité des espèces d’adapter leur “signification” écologique aux conditions
locales, mais également aux interactions possibles entre contaminants.
Tableau 4.9. Groupes écologiques de polluo- sensibilité (Hily, 1984)
Groupe
Type d’espèces
Caractéristiques
Groupes trophiques
I
sensibles à
hypertrophisation
(i) Largement dominantes en conditions
normales. (ii) Disparaissent les premiers
lors de de l’enrichissement du milieu.
(iii) Derniers à se reinstaller
Suspensivores, carnivores
sélectifs,quelques tubicoles
Déposivores subsurface
II
Indifférentes à
L’hypertrophisation
Espèces peu influencées par une
augmentation de la quantité de matières
Organiques
Carnivores et necrophages
superficiel sélectifs
III
Tolérantes à
L’hypertrophisation
Naturellement présentes dans les vases,
leur prolifération étant stimulée par
l’enrichissement du milieu en matières
oragniques, signe d’un déséquilibre du
système
Déposivores tubicoles de
surface profitant du film
superficiel chargé
IV
Opportunistes de
second ordre
Cycle de vie court (souvent <1an)
proliférants dans les sédiments réduits
Déposivores de subsurface
V
Opportunistes
de premier ordre
Prolifèrent dans les sédiments réduits
sur l’ensemble de leur épaisseur
jusqu’à la surface
Déposivores
260
Chapitre 4
Qualité du milieu et statut écologique
- Espèces sentinelles
Les pourcentages de deux catégories d'espèces sentinelles ont été représentés selon l'EcoQS obtenus à
partir de H', AMBI, BO2A et ITI (seulement des pourcentages > 1% ont été considérés (voir l'annexe
pour les données brutes).
Des espèces opportunistes sont considérées pour les cinq EcoQS des quatre indices. Une tendance
générale associe les faibles dominances principalement aux statuts très bon et bon des EcoQS tandis
que les EcoQS pauvre et mauvais sont associés aux fortes dominances des espèces opportunistes
sentinelles suggérant de fortes charges en matières organiques dans le sédiment. Cette tendance est
démontrée avec plus de précision par l’AMBI que par l’H' et le BO2A. Pour l’ITI, aucun rapport n’est
mis en évidence. Les échantillons à forte dominance des espèces opportunistes (> 50 %) ne sont pas
systématiquement classés dégradés, ils peuvent aussi se classer normaux ou perturbé.
Réciproquement, le genre Ampelisca est présent principalement dans les échantillons à très bon et bon
EcoQS ; excepté deux échantillons de la baie de Morlaix antérieurement exposés au déversement
d’hydrocarbures de l'Amoco Cadix. Durant la phase de recolonisation d'Ampelisc, la prolifération
estivale de l’espèce tolérante de polychète Pseudopolydora pulchra coïncide avec un statut pauvre et
mauvais de l’EcoQS mis en évidence par H' et le BO2A. L’AMBI se révèle plus précis que les indices
H' et le BO2A. Pour ITI, aucun rapport apparent n’est mis en évidence, néanmoins les échantillons à
forte dominance d'Ampelisca sont classés normaux tandis que le statut dégradé n'est jamais associé à la
présence d'Ampelisca.
- Le meilleur jugement professionnel (MJP)
Le tableau 4.8 illustre les quatre catégories assignées par les quatre experts en benthos à chacun des
124 échantillons choisis dans l'ensemble des données. Les experts étaient dans un accord parfait pour
51 échantillons (41%), et seulement l’avis d’un expert a différé des trois autres pour 46 autres
échantillons (37 %) ; cela dénote la bonne concordance entre les experts dans trois cas sur quatre. Le
résultat des essais de MJP pour les échantillons indépendants a prouvé l’existence de différences
significatives entre les évaluations données par les quatre experts : un accord élevé parmi des experts
est mis en évidence.
De même, les résultats de l'analyse d'accord de Kappa indiquent un accord élevé parmi des experts ;
ceux-ci ont eu un accord « très bon », et cet accord était « presque parfait» en comparant le jugement
de chaque expert par rapport à l'état moyen de jugement. Tous les experts ont jugés très important la
présence des espèces opportunistes alors qu’ils considèrent l'abondance totale dans les échantillons
seulement utile. Les experts jugent également comme très important ou important la présence des
espèces sensibles. Trois des experts ont jugé la dominance des espèces opportunistes comme très
importantes, et la présence des espèces tolérantes comme importante. Pour les autres critères, les
experts ont des appréciations divergentes sur leur importance.
261
Conclusion et perspectives
Conclusion et perspectives
L’étude que nous avons menée sur la macrofaune benthique échantillonnée sur 1180 km des côtes
algériennes entre 1995 et 2001 a permis de réaliser un état des lieux de l’écosystème benthique des
fonds meubles de ces côtes et d’aboutir à quatre résultats majeurs :
(1) L’élaboration et la mise en place de la base de données BENTAL (BENThos de la côte
ALgérienne) ; celle-ci a été structurée sur le modèle du MABES 2 pour la baie de Seine. Pour sa
construction BENTAL a nécessité des données variées, en particulmier celles relatives à la position et
à la profondeur des stations, la nature sédimentaire des fonds, la physico-chimie des eaux de fond (T°,
S ; pH, O2 dissous); la liste taxonomique de chaque station, de chaque site et la liste générale établies
selon le référentiel de l’ERMS actualisé ainsi que les données d’abondance et de biomasse (en PSLC).
Cette base de données contient, en outre, l’ensemble des calculs des indices biotiques réalisés aux
différentes étapes (ex. GE, % des GE et valeurs de l’AMBI, GT pour l’ITI, amphipodes sensibles,
polychètes opportunistes, Clitellates opportunistes, X, fSA, fOP, fOA, valeurs du BOPA et du BO2A,
…). Diverses requêtes sont possibles à travers cette base de données (exemple : la composition
faunistique d’une station donnée de la côte algérienne, la composition d’un groupe taxonomique donné,
la structure faunistique en rapport avec les conditions et les caractéristiques du milieu,…).
La base de données BENTAL doit être renforcée par l’ensemble des autres données relatives à la
macrofaune benthique des substrats meubles de la côte algérienne, notamment les informations
relatives au benthos des sables fins, aux espèces des fonds chalutables, la macrofaune exploitable pour
améliorer son caractère d’outil d’aide à la prise de décision.
(2) L’actualisation de l’inventaire national de la macrofaune benthique des substrats meubles
conformément au référentiel de l’ERMS. Les données disponibles sont structurées par groupes
zoologiques et par niveau taxonomique, jusqu’au taxon final. Cet inventaire met en évidence l’apport
considérable des fonds des golfes et des baies qui fournissent l’essentiel de la macrofaune benthique
algérienne. En outre, le caractère oligospécifique des fonds portuaires a été mis en évidence, avec
toutefois la spécificité de quelques ports de construction récente comme ceux de Djendjen ou de
Bethioua qui sont positionnés en plein milieu de golfes. Les peuplements des fonds meubles de ces
ports récents présentent des structures taxonomiques qui rappèlent celles des milieux ouverts. Leur
caractère récent, les faibles rejets industriels qui s’y déversent favorisent cette situation. A l’opposé,
des enceintes portuaires anciennes soumises à de fortes pressions de la pollution depuis plus d’un
siècle présentent des structures taxonomiques très simples avec quasiment le même cortège d’espèces
caractéristiques.
La structure taxonomique des peuplements benthiques étudiés montre que ces peuplements
s’organisent essentiellement autour des polychètes et des mollusques bivalves dans les milieux
portuaires pollués alors que les peuplements des milieux ouverts (baies et golfes) s’organisent autour
des polychètes et des crustacés.
(3) Cette étude fournit également une description détaillée des principales caractéristiques des
peuplements macrozoobenthiques des substrats meubles de la côte algérienne avec deux images bien
mises en évidence. La première est celle des peuplements portuaires, confinés, perturbés, déséquilibrés
avec une forte variabilité spatio-temporelle de l’organisation des peuplements avec une nuance entre
les ports anciens bien plus perturbés et les nouveaux ports qui sont plutôt dans une situation de
transition écologique (vers la dégradation). La seconde image est celle des baies et des golfes
présentant une organisation différente des peuplements et montrant moins de variabilité spatiale. La
circulation des courants, la sédimentologie, la présence/absence d’oueds semblent être les principaux
facteurs de cette structuration des peuplements. A ce titre, nos résultats complètent les travaux de
Bakalem (1979 à 2008), en particulier ceux menés sur les sables fins de la côte algérienne ainsi que les
travaux de Rebzani-Zahaf (1990 à 2003), notamment sur les milieux portuaires.
2
MAcrobenthos Baie et Estuaire de Seine qui comprend 102 champs répartis en 40 tables avec des informations sur les
prélèvements, les espèces, les sédiments, la diversité spécifique et la qualité du milieu.
262
Conclusion et perspectives
L’ensemble de ces données permet de disposer, aujourd’hui, d’une image plus complète sur des
gradients qui vont de 0 à 110 m de profondeur dans l’essentiel des baies et des golfes algériens ainsi
que sur le statut des peuplements portuaires.
Concernant la richesse spécifique des peuplements benthiques, apparemment il n’existe pas de
gradient spatial net. Cependant, nos résultats laissent penser qu’une légère tendance Ouest - Est se
dessine avec plus d’espèces dans le premier secteur et une légère diminution de S au fur et à mesure
que l’on s’éloigne de l’influence atlantique. Concernant la densité, aucune distribution ségrégative à
l’intérieur des différents sites étudiés n’est mise en évidence ; la densité se distribue de manière très
aléatoire, sans répondre à un axe privilégié (côte-large ou Est-Ouest par exemple). C’est une structure
en patchs (mosaïque) par excellence. En tout état de cause, les oueds ne semblent pas être les premiers
facteurs de régulation de la densité et leur influence semble également réduite. Ce type de schéma
témoigne de la présence de plusieurs facteurs dont l’action combinée ne permet pas l’établissement de
gradient de densité. Il est intéressant de noter que dans la majorité des cas, les zones proches des ports
présentent des niveaux de densités élevés.
Aucune tendance régionale franche n’apparaît pour la distribution de la biomasse des différents
groupes zoologiques le long de la côte algérienne. Toutefois, nous enregistrons les plus fortes
biomasses pour les polychètes à partir du golfe de Skikda, alors que les plus importantes valeurs pour
les mollusques sont situées entre Alger et Skikda, soit le centre Est de la côte algérienne. En moyenne,
l’Ouest algérien fournit plus de biomasse des groupes dits divers que le reste de la côte.
En outre, nos résultats révèlent une forte variabilité inter-annuelle de la biomasse et de la densité des
différents groupes zoologiques, y compris sur le plan spatial.
(4) Un diagnostic précis du statut écologique des différents compartiments étudiés et particulièrement
des milieux portuaires exposés à des sources de pollution terrigènes a été établi. Cette analyse a été
réalisée en référence à la Directive Européenne sur l’Eau en se basant sur les indices biotiques. Ce
statut constitue un état de référence pour le suivi des interactions entre les activités anthropiques et la
zone côtière à travers un dispositif de bio-monitoring qui devrait reposer, dans sa composante benthos
des substrats meubles, sur la base de données BENTAL élaborée dans le cadre de la présente étude.
En outre, l’analyse du diagnostic écologique des substrats meubles suggère qu’il faut adapter
l’utilisation des indices aux cibles. En effet, notre étude a démontré qu’avec les mêmes inputs
(abondance et taxonomie) les indices biotiques donnent des niveaux de perturbation (pollution)
différents selon que l’indice se base sur la signification écologique des espèces (AMBI, BENTIX) ou
sur l’aspect trophique (ITI). Nos résultats montrent clairement que certains indices aggravent le
diagnostic dans certaines situations. Ce diagnostic aggravé est lié au fait que certains indices confèrent
un poids plus important à des espèces même faiblement représentées. Ceci rejoint en partie le constat
de Glemarec (2003) qui signale que 15 % d’espèces opportunistes dans le peuplement peuvent
suggérer un déséquilibre alors qu’en réalité ceci est une situation passagère.
L’analyse menée par Dauvin et al. (sous presse), qui repose sur des données régionales couvrant la
Méditerranée, dont nos résultats, l’atlantique et la Manche, confirme clairement que les indices et les
MJP, comme les espèces sentinelles opportunistes, sont fortement appropriés dans les ports pollués
pour donner probablement une évaluation objective par rapport au faible hydrodynamisme et le
stockage de la matière organique dans le sédiment.
Les baies et les golfes algériens sont apparus de très bonne qualité écologique à la fin des années 1980
et le début des années 1990 ; les sites d’échantillonnage à cette période pourraient être utilisés comme
point de référence (Bakalem et al., 2009).
Basé sur la concordance entre les indices biotiques, nos résultats démontrent que les diagnostics
obtenus à partir de cinq de ces indices ; H', AMBI, BENTIX, BO2A, et les scores moyens sont très
proches. S et BQI montrent seulement une légère correspondance avec les autres indices alors que N et
263
Conclusion et perspectives
ITI semblent être complètement indépendants des autres indices. Cette analyse témoigne également de
l’importance de la richesse spécifique, de l'abondance totale et de la structure trophique dans le
diagnostic du statut et de la qualité écologique de l'écosystème benthique.
À l'avenir, nous recommandons de mettre en application un programme côtier national pour examiner
la qualité de l'eau en Algérie, comme la DCE l’exige des pays européens ; nos résultats indiquent que,
comme pour la DCE, le macrobenthos serait un excellent indicateur pour déterminer le statut
écologique de qualité des eaux côtières. Pour cette approche à partir de la macrofaune benthique
quelques recommandations pratiques peuvent être émises :

Réaliser un suivi estival chaque année, probablement en juin-juillet, pour assurer la
comparabilité des résultats avec ceux de Bakalem et al. (2009) pour les sables fins et les
présentes données.

Sélectionner trois types de milieux (habitats) : (i) les milieux ouverts (les golfes), (ii) les
nouveaux ports ou ceux qui sont plus ouverts caractérisés par un meilleur brassage de leur
eaux avec celles du large. (iii) La troisième catégorie porte sur les ports anciens caractérisés
par un fort confinement et une exposition plus importante et plus ancienne aux pollutions
anthropiques. Dans ces conditions, nous proposons également cinq sites dans les deux
premières catégories de milieux et dix sites dans la dernière, où il sera nécessaire de suivre
plus attentivement les communautés dégradées des substrats meubles.

Réaliser un suivi et une veille des substrats meubles des zones à proximité des nouvelles
stations de dessalement de l’eau de mer.

Baser la qualification du statut écologique de la macrofaune benthique des substrats meubles
de l’Algérie sur deux types d'indices : ceux basés sur les groupes écologiques tels que l'AMBI,
qui a été employé dans de nombreuses zones, ou le BO2A, parce qu'il est facile à utiliser et
s’articule sur des aspects taxonomiques; ceux basés sur la diversité, telle que l'indice H’de
diversité de Shannon et probablement l'indice BQI quand l’information relative sur les
groupes trophiques est disponible pour un grand nombre d’espèces. La classification trophique
des espèces reste subjective et dépend du meilleur jugement professionnel (Dauvin et al.,
2010). En outre, nous ne recommanderons pas une utilisation systématique (en routine) de
l'indice ITI. Enfin, nous recommandons d'employer une approche moyenne des scores comme
celle utilisée dans la présente analyse ou l’approche multicritères comme celle employée par
Lavesque et al. (2009).
En outre, et pour conforter les conclusions de Dauvin et al. (2010), des évaluations des incidences sur
l'environnement sont souvent conduites par des consultations de recherche par les généralistes qui
n'ont pas l'expertise suffisante pour identifier correctement la faune. Néanmoins, ils continuent à
établir les listes étendues d'espèces pour les maîtres de l’ouvrage (Dauvin, 2005). Selon Dauvin et al.
(2010) l'utilisation du concept de suffisance taxonomique (ST) ou « Taxonomic Sufficiency (TS) »
peut réduire la marge d’erreur dans l'attribution du statut de la qualité écologique, particulièrement si
les groupes écologiques sont utilisés comme dans le cas de l’AMBI. Les deux indices BOPA et le
BO2A (Dauvin et Ruellet, 2007, 2009) ont suivi le concept « ST » et peuvent être employés dans les
environnements côtiers et d'estuaires avec succès. BO2A, employant seulement le rapport aux
amphipodes des annélides opportunistes, est une bonne alternative quand le niveau de l'identification
des espèces est douteux.
Les avis d’experts montrent qu’il existe une différence qui peut s’avérer importante selon le type de
milieu ou d’habitat, voire les a priori de l’expert. La présente étude a également démontré que la
signification de la diversité taxonomique moyenne et totale reste tributaire de quelques conditions
locales ; la sensibilité des espèces par rapport aux conditions du milieu peut être affectée par les
conditions locales.
264
Conclusion et perspectives
Il sera plus cohérent de concentrer les efforts au niveau méditerranéen pour l’établissement d’une liste
de polluo- sensibilité des espèces, la plus standardisée possible en la basant sur des données provenant
de l’ensemble du pourtour méditerranéen, notamment de la rive Sud et en particulier les données
relatives aux côtes Nord Africaines (Maroc, Algérie, Tunisie, Libye et Egypte). Cet apport des
données à la liste de Borja permettrait de nuancer la variabilité sous-régionale dans le bassin
méditerranéen et peut être de reclasser certaines espèces par rapport à leur groupe écologique. Cela
aura l’avantage d’augmenter l’objectivité des résultats en ce qui concerne le statut écologique des
zones étudiées, mais aussi de renforcer la comparaison des résultats et par voie de conséquence de
permettre d’établir des classifications plus correctes et moins subjectives, et donc d’adapter la réponse
des mesures de conservation, de protection, de gestion et du bio-monitoring.
La mise en oeuvre d’un plan de monitoring des peuplements benthiques des substrats meubles de la
côte algérienne exige des ressources humaines formées, malheureusement les spécialistes et les
taxonomistes de cette fraction benthique sont très rares. Aussi, un plan de formation doit être planifié
et opérationnalisé le plus rapidement possible afin de permettre le renforcement des ressources
humaines existantes et de les spécialiser par groupes taxonomiques et/ou par type d’habitat pour une
meilleure efficacité. Cette planification doit considérer l’aspect géographique de la dissémination de
ces ressources humaines.
La majorité des paramètres abordés dans la présente étude : (1) la richesses spécifique, (2) les indices
de la diversité taxonomique ∆, ∆* et ∆+, (3) les indices biotiques (AMBI, BENTIX, BOPA, ITI,
BQI), (4) les indices de diversité taxonomiques (H’, J) mettent en évidence une typologie
suffisamment claire des peuplements benthiques des substrats meubles de la côte algérienne : (1) les
baies et les golfes, (2) les ports de construction récente et (3) les ports de construction ancienne. Cette
typologie suggère que ces peuplements s‘organisent en fonction des facteurs naturels du milieu
(circulation des eaux, confinement, topographie, types sédimentaires) et des facteurs de perturbation
du milieu, en particulier la pollution. Il y a lieu de souligner que les facteurs de perturbation naturelle
du milieu sont souvent amplifiés par les activités humaines (aménagement portuaires, rejets industriels
et domestiques,…).
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Eurobulker oil spill: midterm changes of some ecosystem indicators. Mar. Pollut. Bull., 48 (1–2),
12–131.
289
Annexes
ANNEXES
290
ANNEXE 2.
1.
Marine Pollution Bulletin 60 (2010) 1969–1977
Ecological Quality Status of the soft-bottom communities on the algerian coast: General
patterns and diagnosis
Samir Grimes a, Thierry Ruellet b, c, Jean-Claude Dauvin b, Zitouni Boutiba d
a Ecole Nationale Supérieure des Sciences de la Mer et de l’Aménagement du Littoral (ESSMAL), BP, 19, Campus
Universitaire de Dely Brahim, Bois des Cars, Alger, Algeria
b Université de Lille1, Station Marine de Wimereux, UMR 8187 LOG, 28 avenue Foch, BP 80, F-62930 Wimereux,
France
c GEMEL, 115 quai Jeanne d’Arc, F-80230 Saint-Valéry-sur-Somme, France
d Laboratoire Réseau de Surveillance Environnementale, Université Es Sénia, Oran, Algeria
2.
Marine Biodiversity Records, Marine Biological Association of the United Kingdom
New records of marine amphipod fauna
(Crustacea: Peracarida) on the Algerian coast
Samir Grimes 1, Jean-Claude Dauvin 2 and Thierry Ruellet 2
1 Ecole Nationale Supérieure des Sciences de la Mer et de l’Aménagement du Littoral (ESSMAL)
Equipe Interaction Milieu – Biodiversité Marine (IMBM), BP, 19, Campus Universitaire de Dely Brahim, Bois des
Cars, Alger, Algérie,
2 Université des Sciences et Technologies de Lille, UMR 8187 CNRS LOG, Station Marine de Wimereux, 28 avenue
Foch, BP 80, 62930 Wimereux, France
3.
Sous Presse
Benthic Indicators for Assessing the Quality Status of Coastal Soft-bottom
Communities: Response of the Different Indices to the Diverse Human
Pressures in the Northeastern Atlantic Ocean and Mediterranean Sea
J.C. Dauvina* S. Alizier b, C. Rolet b, A. Bakalem c, G. Belland, J.L. Gomez Gesteirae, S.
Grimes f, J.A. de-la-Ossa-Carreterog & Y. Del-Pilar-Rusog
a Université de Caen Basse Normandie, Laboratoire Morphodynamique Continentale et
Côtière, UMR CNRS 6143 M2C, 2-4 rue des Tilleuls, F-14000 Caen, France
b Université de Lille 1, CNRS UMR 8187 LOG, Station Marine de Wimereux, 28 Avenue
Maréchal Foch, B.P. 80, F-62930 Wimereux, France
c Ecole Nationale Supérieure Agronomique (ENSA), Avenue Hassan Badi, 16200, El Harrach,Alger, Algeria
d Centre d‘Océanologie de Marseille, UMR CNRS DIMAR 6540, Université de la
Méditerranée, Station marine d‘Endoume, Rue Batterie des Lions, F-13007 Marseille, France
e Centro Tecnológico del Mar – Fundación CETMAR, Eduardo Cabello, s/n, 36208 Vigo, Spain
f Ecole Nationale Supérieure des Sciences de la Mer et de l‘Aménagement du Littoral
(ENSSMAL), BP 19, Campus universitaire de Dely Brahim, Bois des Cars, Alger, Algeria
g Department of Marine Sciences and Applied Biology, University of Alicante, Ap 99 E- 3080 Alicante, Spain
291
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Marine Pollution Bulletin 60 (2010) 1969–1977
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Ecological Quality Status of the soft-bottom communities on the algerian coast:
General patterns and diagnosis
Samir Grimes a, Thierry Ruellet b,c, Jean-Claude Dauvin b,⇑, Zitouni Boutiba d
a
Ecole Nationale Supérieure des Sciences de la Mer et de l’Aménagement du Littoral (ESSMAL), BP, 19, Campus Universitaire de Dely Brahim, Bois des Cars, Alger, Algeria
Université de Lille1, Station Marine de Wimereux, UMR 8187 LOG, 28 avenue Foch, BP 80, F-62930 Wimereux, France
c
GEMEL, 115 quai Jeanne d’Arc, F-80230 Saint-Valéry-sur-Somme, France
d
Laboratoire Réseau de Surveillance Environnementale, Université Es Sénia, Oran, Algeria
b
a r t i c l e
i n f o
Keywords:
Benthic Index
Ecological Quality Ratio
Kappa
Ecological quality
Gulfs
Harbours
Algeria
a b s t r a c t
Between 1995 and 2001, the soft-bottom communities along the 1180 km of the Algerian coast were
sampled in nine gulfs and 12 harbours, providing a total of 655 samples. Eight macrozoobenthos-based
biotic indices (S, N, H0 , BQI, AMBI, BENTIX, BO2A and ITI) were selected to describe the general patterns of
the coastal water quality status and to establish a quality diagnosis for the different zones subjected to
anthropogenic pressure (e.g., harbour construction, industrial and urban pollution). Reference values
were determined for each of the eight indices selected by analyzing the indices’ parameter distribution.
The Ecological Quality Ratio (EQR) was estimated for each index, resulting in an EQR Mean Score and an
EQR Bad Score. From these EQR, we defined an EQS for each sample. The agreement between these EQS
was analysed using the Kappa method in order to propose a survey strategy for the Algerian coastal
waters that would take into account the soft-bottom biological compartment. The results clearly indicate
that high and good quality assessments are prevalent in the gulfs, while quality assessments in harbours
vary greatly from bad to good. The effect of pollution observed in the harbours can be classified in two
main groups, according to when they were constructed and their relative degree of openness to the
sea, which permits better water circulation and probably dilutes the pollution.
Ó 2010 Elsevier Ltd. All rights reserved.
1. Introduction
In a recent study (Bakalem et al., 2009), we applied an Ecology
Quality Status approach using macrobenthos-based biotic indices
on the fine sand communities along the Algerian coast for the first
time. The data base we constructed for this study (101 samples collected from December to February 1990 in seven coastal gulfs) allowed us to establish a reference situation for future surveys of the
fine sand community. Later, as part of his state thesis research,
Grimes (Grimes, in preparation) began a more complete project, targeting the entire Algerian coastal zone (ffi1200 km) from the Morocco border to the Tunisian border; this project was run during the
1995–2001 period. His sampling effort, collecting a total of 655 samples from all types of coastal sediment on the Algerian continental
shelf and harbours from 3 m to 136 m in depth, provided an overview of the macrobenthos status in this emerging country where
water treatment plants are insufficient or deficient (Grimes, 2003).
The objective of Grimes’ study was to participate in the implementation of the Barcelona Convention, which was intended to
⇑ Corresponding author. Tel.: +33 3 21 99 29 20; fax: +33 3 21 99 29 01.
E-mail address: jean-claude.dauvin@univ-lille1.fr (J.-C. Dauvin).
0025-326X/$ - see front matter Ó 2010 Elsevier Ltd. All rights reserved.
doi:10.1016/j.marpolbul.2010.07.032
protect the Mediterranean Sea against pollution, and the protocol
for the prevention of Mediterranean Sea pollution for Algerian
coasts. This protocol proposed that all Mediterranean countries
take appropriate measures to protect and improve the Mediterranean marine environment in order to contribute to sustainable
development in this area and to prevent, abate, combat and, as
far as possible, eliminate pollution in this area. Ideally, the aims
of Algeria should be to reduce all the harmful land pollution inputs,
but the minimum would be to treat industrial and urban wastewater before it is introduced into the marine environment.
The implementation of the European Water Framework Directive (WFD) gave European specialists on benthic habitats the opportunity to engage in an important discussion about new benthic
indices and sampling strategies for coastal and transitional waters
in benthic habitats, along the way producing numerous scientific
papers. Some of these researchers also compared Ecological Quality
Status and Ecological Quality Ratio during the intercalibration exercises in various countries. This on-going discussion led to the publication of whole issues of such scientific journals as the Marine
Pollution Bulletin (Devlin et al., 2007) and Ecological Indicators (volume 8, part 4). Several of the papers in these special issues focused
on the use of benthic indices to assess the Ecological Quality Status
of marine and estuarine environments and underlined the need for
Author's personal copy
1970
S. Grimes et al. / Marine Pollution Bulletin 60 (2010) 1969–1977
development of ecological assessments for soft-bottom benthic
communities. The fact that ecological integrity assessments were
not only under way in Europe due to the WFD but also in the United
States of America (USA) due to the Clean Water Act also allowed
both governments’ policies to be compared (see Borja et al., 2007
and Borja and Dauer, 2008).
A plethora of tools and benthic indices have been developed to
evaluate the quality of coastal waters and/or sediments, particularly by North American and European researchers working in
coastal and estuarine systems (for example, see Diaz et al., 2004;
Devlin et al., 2007; ICES, 2008; Pinto et al., 2009). The most frequently used benthic indicators are described in detail in volume
55 of Marine Pollution Bulletin (Devlin et al., 2007) and in an ICES,
2008 report.
As an alternative to the AMBI (Borja et al., 2000), Simboura
and Zenetos (2002) and Simboura et al. (2005, 2007) developed
BENTIX, a specific biotic index, for assessing the ecological status
of the Greek waters in order to implement the Water Framework
Directive (WFD) in the European Community Member States
around the Mediterranean Sea. In Spain, Borja et al. (2003) successfully used the AMBI biotic index in the Almeria and Murcia
bays on the southern Mediterranean coast of Spain. In addition,
a new index, called MEDOCC, which combined two of the five
ecological groups considered in AMBI (i.e., a single group for the
opportunistic species, which were divided in two groups in the
AMBI) was proposed for the Catalan coastal waters (MED-GIG,
2007).
Labrune et al. (2006) characterized the ecological status of the
Gulf of Lions coast in the northern sector of the Western Mediterranean Sea using three biotic indices: Shannon diversity H0 , AMBI
and BQI, and Bakalem et al. (2009) selected six benthic indices
(H0 , AMBI, M-AMBI, BENTIX, BOPA and ITI) to determine the biological quality status for the shallow fine sand community along
the Algerian coast. On a large geographical scale, Grémare et al.
(2009) has compared in detail two biotic metrics (i.e., AMBI EG
and BQI E[S50]0.05) used to assess species sensitivity/tolerance,
which up to now have only been compared on restricted data
sets. They selected a total of 12,409 sites from the MacroBen
database to make this comparison, taking into account not only
Mediterranean benthic samples but also a lot of others from the
northeastern Atlantic Ocean coastal and deeper benthic
communities.
As underlined in several papers (Grimes and Bakalem, 1993;
Grimes and Boudjakdji, 1996; Grimes, 1998a,b; Grimes and Gueraini, 2001a,b; Grimes, 2004; Grimes and Arkam, 1998; Grimes
et al., 1998a,b; Bakalem, 2008 and Bakalem et al., 2009), the benthic data for the southern part of the western basin of the Mediterranean Sea, especially those on the Algerian coast, has considerably
increased over the last two decades, but remain rare in relation to
the length of the coastline (around 1200 km). The data related to
the benthic communities in the harbours, especially the communities around Algiers and the shallow fine sand communities, are
more numerous (Grimes and Bakalem, 1993; Grimes and Boudjakdji, 1996; Grimes, 1998a,b; Grimes and Gueraini, 2001a,b, Grimes,
2004; Grimes and Arkam, 1998; Rebzani-Zahaf, 2003; Bakalem,
2008; Bakalem et al., 2009). Nonetheless, published studies giving
an overview of the whole Algerian coast are lacking.
Grimes’ work in Algeria from 1995 to 2001 had as its first objective to provide a general overview of the quality status of benthic
communities at a national scale, covering all the soft-bottom habitats from the shallowest part of the continental shelf at depths between 0–100 m. The second objective was to propose a future
survey programme for the national soft-bottom communities to
evaluate the impact of human activities on the coastal area. The
main aim of this work was to demonstrate the ability to use the
shallow macrobenthic communities along the Algerian as an indica-
tor of coastal water quality. Previous diagnostic surveys by several
authors (Grimes and Bakalem, 1993; Grimes and Boudjakdji, 1996;
Grimes, 1998a,b; Grimes and Gueraini, 2001a,b; Grimes and Arkam,
1998; Grimes et al., 1998a,b; Rebzani-Zahaf, 2003) showed increasing coastal pollution, especially an increased input of organic matter over time due urban and industrial wastewater flowing into
the sea without being treated. In the Gulf of Arzew, Buscail et al.
(1999) characterized the organic matter and hydrocarbon pollution
found in the surficial sediments of the Arzew Gulf and locally found
large quantities of organic matter in a zone where there was also a
significant level of petrogenic pollution. In terms of gross input of
organic matter, metals and hydrocarbons, coastal pollution has
been mentioned as one of the primary environmental problems
along the Algerian coast (Grimes, 2003; Grimes et al., 2004;
Bakalem et al., 2009).
This paper used the data collected during the 1995–2001 period
in 21 sites throughout the shallow part of the continental shelf on
the Algerian coast. A total of 655 samples were collected. Eight
benthic indicators—S (Species richness), N (number of individuals),
H0 (Shannon diversity index), BQI (Benthos Quality Index), AMBI
(AZTI Marine Biotic Index), BENTIX, BO2A (Benthic Opportunistic
Annelids Amphipods index) and ITI (Infauna Trophic Index)—used
nowadays in Europe for WFD implementation and/or in the USA
for implementing the Clean Water Act were used to assess the biological quality status of the Algerian macrobenthos. The Ecological
Quality Ratio (EQR) was estimated for each index, resulting in an
EQR Mean Score and EQR Bad Score. From these EQR, we defined
an EQS for each sample. The agreement between these EQS was
analysed using the Kappa method in order to propose a survey
strategy for the Algerian coastal waters that would take into account the soft-bottom biological compartment.
2. Materials and methods
2.1. Study area
Fig. 1 shows the location of the nine gulfs and the 12 harbours
sampled along the Algerian coast. The present study concerns the
soft-bottom substratum along the entire Algerian coast, covering
about 1180 km of the total 1200 km of the Algerian coastline. Nine
gulfs and 12 harbours were surveyed from 1995 to 2001. The geographical limits of the sampling were 35°60 N–2°90 0000 W near the
Moroccan border and 36°540 N–8°260 3000 E near the Tunisian border.
The Algerian coastline has a variety of morphological forms. Rocky
shores, sometimes with high cliffs, dominate, but sand accumulation has created beaches and dunes. The Algerian continental shelf
is relatively narrow; it disappears where it borders the rocky
shores and is more extensive in zones where there are sandy beaches and dunes. The terrestrial input from the intermittent oueds
facilitates sedimentation in the coastal gulfs, although this sedimentation can also have a biogenic origin. The distribution of
soft-bottom sediments shows an increasing inshore silt gradient
characterized by a succession of fine sand, muddy sand, sandy
mud and pure mud (Bakalem, 2008). Coarse sand and gravel are located in the marine extension of the rocky shores, especially the
offshore capes that delimit the gulfs.
Along the Algerian coastline, coastal waters are influenced by
the North Atlantic surface waters that cross into the Mediterranean
Sea through the Strait of Gibraltar. These Atlantic waters are about
50 km wide and about 150–250 m deep and have a salinity of
36.25. As they progress eastward, the Atlantic waters gradually
mix with the Mediterranean waters, which have a higher level of
salinity. Algerian water currents also become more unstable as
the Atlantic waters progress eastward, creating cyclonic and anticyclonic gyres associating upwelling (Millot, 1999).
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S. Grimes et al. / Marine Pollution Bulletin 60 (2010) 1969–1977
1971
Fig. 1. Location of the sampling sites.
2.2. Anthropogenic pressures
Over the last twenty years, Algeria’s population has increased
by 50%, with 22 million inhabitants in 1985 and 33 million in
2005. About 45% of this population is concentrated on a very narrow strip of the littoral, especially in industrial and harbour zones,
such as Algiers, Annaba, Arzew, Oran and Skikda (Grimes, 2003).
The coast has a population density of 281 inhabitants/km2 compared to the national population density, which is 12.2 inhabitants/km2 (Grimes, 2005). Furthermore, this coastal population
increases considerably during the summer period, particularly in
coastal tourism centres, such as Jijel, Oran, Bejaia, Mostaganem,
Ain Temouchent, Tipaza and Boumerdès (Grimes, 2003). The swell
in the human summer population along the coast increases the
quantity of water that needs to be treated, but the water treatment
plants are not currently sufficiently operational to deal with such
needs.
The general situation exerts great pressure on the coastal
marine ecosystem, and worsening conditions can be observed on
large sections of the coast, particularly in the gulfs close to the
country’s biggest agglomerations, such as Algiers, Oran and Annaba
(Grimes, 2003) and near industrial-harbour complexes, such as Arzew, Bejaia, Ghazaouet, Mostaganem and Skikda. Around these
agglomerations and complexes, several pollution sources are concentrated. The most important sources of pollution are: i) domestic
waste; ii) chemical and petrochemical industrial discharges,
including heavy metals, hydrocarbons and organic compounds
(e.g., sulphuric acid, chlorine, chromic substances, nitrogen, cyanide and chlorine, chlorine, soda, pesticides); iii) discharge from
thermal power stations, including hot water and chlorine; and finally iv) soil inputs from the large agriculture surfaces, mainly in
the central coastal region around Annaba, resulting in an increase
in nutrients in the coastal marine waters (Grimes, 2003).
2.3. Sampling design
Table 1 provides the main characteristics of the sampling procedure. At each site, two replicates of a Van Veen grab covering a total substratum surface of 0.25 m2 were taken. All the samples were
taken in the summer period between 15 June and 15 August from
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1972
S. Grimes et al. / Marine Pollution Bulletin 60 (2010) 1969–1977
Table 1
Number of samples collected at the 21 sites, with the abbreviations (Abbr.) used in
the figures.
Type
Site
Abbr.
Number of samples
Gulf
Ghazaouet
Oran
Arzew
Bou Ismail
Algiers
Bejaia
Skikda
Annaba
El Kala
Gh
Or
Ar
BI
Al
Bj
Sk
An
EK
29
60
41
41
39
27
16
29
7
Harbour
Ghazaouet
Oran
Arzew
Bethioua
Algiers
Bejaia
Jijel
Djendjen
Skikda old harbour
Skikda new harbour
Annaba
El Kala
Gh
Or
Ar
Bt
Al
Bj
Ji
Dj
Sko
Skn
An
EK
15
96
36
25
48
21
10
41
11
25
34
4
1995 to 2001 in nine gulfs (289 samples) and 12 harbours (366
samples) for a total of 655 samples (Table 1). This sampling was
done at depths between 3 m and 136 m. The campaigns were conducted primarily onboard the Oceanographic Vessel, M.S. BENYAHIA, with the small vessel, IBTACIM, being used for the
shallowest sites. All the sieving was done through a 1 mm mesh.
The sediment was fixed with a 10% formaldehyde solution. The
fauna were sorted and identified to the species level when possible
and then were conserved in alcohol.
2.4. Benthic indicators
For each sample, eight indices were calculated: S (Species richness), N (number of individuals), H0 (Shannon diversity index;
Shannon, 1948), BQI (Benthos Quality Index; Rosenberg et al.,
2004), AMBI (AZTI Marine Biotic Index; Borja et al., 2000), BENTIX
(Benthic biotic index; Simboura and Zenetos, 2002), BO2A (Benthic Opportunistic Annelids Amphipods index; Dauvin and Ruellet, 2009) and ITI (Infauna Trophic Index; Mearns & Word,
1982). H0 was calculated using a base-2 logarithm. AMBI was calculated using the December 2007 AZTI list (www.azti.es) according to the recommendations of Borja and Muxika (2005); BENTIX
was calculated using the same AZTI list, to minimise the bias due
to the difference of species classification in Ecological Groups
which were influenced by the Professional Judgment of benthos
experts (Dauvin et al., 2010). Selecting these benthic indices allowed us to have information on the diversity, the total abundance and the ecological and trophic structures of the
macrobenthic communities [see ICES (2008) and Dauvin and
Ruellet (2009) for more details on the calculation of these
indices].
To define the Ecological Quality Status (EQS) of each sample, it
was necessary to calculate their Ecological Quality Ratio (EQR). The
EQR is the ratio between the observed value of an index and a reference value for this index. To calculate the EQR, which ranges
from 0 for a bad quality environment to one or more for a high
quality environment, it was needed to take into account the scale
and variation trend of each index and it was needed to define a reference value.
So, first of all, a reference value for each of the eight indices selected was defined. These reference values were considered to rep-
resent an unperturbed environment, in which the S, N and
H‘values’ are high. The highest 80th percentile of these parameters
was chosen as reference values: S = 40 taxa, N = 331 individuals
and H0 = 4.35 bits for a sample from 0.25 m2. We also considered
that, in an unperturbed environment, the first-order opportunistic
species (EG V of AZTI list) would be absent. Only one sample
among the 655 with fauna corresponded to these criteria. So, we
used the values of the indices of this sample (from Oran Gulf,
1997) as reference values, except for the ITI which is based on a different concept and except for the three previously mentioned
parameters: BQI = 29.98, AMBI = 0.87, BENTIX = 5.46 and
BO2A = 0.00673 (BO2A corresponded in this case to 2% of opportunistic annelids and 28% of amphipods). These values could be ameliorating if more than one sample had no first-order opportunistic
species. For the ITI, we considered that, in an unperturbed environment, the suspension feeders would dominated (we have arbitrary
fixed this percentage at 70%) and that all the other trophic groups
would be present in the following arbitrary proportions: 15% of
carrion feeders, 10% of surface deposit feeders and only 5% of subsurface deposit feeders. In such situation, the ITI value was at
83.35. We considered this value as the reference value to calculate
the EQR for the ITI.
To calculate the EQR, which ranges from 0 for a bad quality
environment to one or more for a high quality environment, it
was needed to take into account the scale and variation trend
for each index. For most indices, EQR = value/reference value because they vary in the same direction than EQR and because their
minimal value is 0. For BENTIX, EQR = (BENTIX value - 2)/(5.46–2)
because the minimal value of BENTIX is 2 following this formula
and 5.46 is the BENTIX value of the only sample without first-order opportunistic species. For AMBI, EQR = (7–AMBI value)/(7–
0.87) because AMBI varies in the opposed direction to EQR, this
maximal value is 7 and 0.87 is the AMBI value of the only sample
without first-order opportunistic species. For BO2A, EQR = (log 2–
BO2A value)/(log 2–0.00673) because BO2A varies in the opposite
direction to EQR, this maximal value is log 2 and 0.00673 is the
BOPA value of the only sample without first-order opportunistic
species.
After having obtained EQRs for all the indices, we defined for
each sample the ‘EQR Mean Score’, which is the mean value of
three EQRs obtained for the index based strictly on diversity (H0 ),
the index based strictly on ecological groups (AMBI) and the index
based strictly on trophic groups (ITI). We also defined for each
sample the EQR Bad Score, which is the minimal value of all the
EQRs calculated for each sample. Based on these EQRs, we attributed an EQS to each sample using the following scale: 0 to 0.20
for a bad status, 0.21 to 0.40 for a poor status, and 0.41 to 0.60
for a moderate status, 0.61 to 0.80 for a good status and 0.81 to
1 or more for a high status.
A total of ten EQS scores were thus obtained. To test the agreement between these EQS, we used Cohen’s Kappa test (Cohen,
1960), which has previously been used in ecological quality studies
(Muxika et al., 2007; Borja and Dauer, 2008). In this test, we took
into account only two groups: bad to moderate EQS and good to
high EQS. For this test, we used only the samples for which all
the indices could be calculated, thus excluding seven samples
(i.e., azoic samples or samples with very few individuals). The Kappa test indicates if the different indices agree with relative significance or if they agree due to chance. The Kappa coefficients were
interpreted according to the scale proposed by Viera and Garrett
(2005). The closer K is to 1, the more perfect the agreement; the
closer K is to 0, the closer the agreement is to a pure chance agreement, while negative K values indicate less-than-chance
agreement.
The following table illustrates our approach for the pairs, EQS
BO2A and EQS AMBI.
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S. Grimes et al. / Marine Pollution Bulletin 60 (2010) 1969–1977
EQS/BO2A
EQS/AMBI
Good to High
Bad to
Moderate
Total
Good to
High
Bad to
Moderate
Total
398
68
55
127
453
195
466
182
648
The proportion of agreement that is significant is = p0 =
(398 + 127) / 648 = 0.81 and the proportion of agreement due to
chance is = pe = (466/648) (453/648) + (182/648) (195/648) =
0.59. Thus, K = (p0 - pe)/(1 - pe) = (0.81–0.59)/(1–0.59) = 0.54,
which is between the following limits: 0.40 < K < 0.60. This
result indicates that there is a moderate agreement between the
EQSs.
SYSTAT9 was used to construct box-and-whisker plots (Ó SPSS).
3. Results
3.1. General characteristics of the macrobenthic fauna and their
biodiversity
A total of 154,137 individuals were collected during the 1995–
2001 campaigns. Of the total number of individuals, 78.83% were
collected in the harbours; the rest were collected in the gulfs. A total of 1413 taxa were recognized; among them, 1188 taxa were
identified to species level and 10 to sub-species level (84.36% of
the species).
In general, species richness was greater in the gulfs than in the
harbours. Nevertheless, in harbours, two situations could be distinguished. In new harbours or those located in areas that have a good
level of sea water renewal, the species richness was the same level
of amplitude as in the gulfs (e.g., Djendjen harbour: 46.4 ± 19.96
species/0.25 m2; Bethioua harbour: 36.64 ± 7.97 species/0.25 m2;
Skikda harbour: new and old, with respectively 49.33 ± 14.5 species/0.25 m2 and 40 ± 13.66 species/0.25 m2). Conversely, in old
harbours or those with a low level of sea water renewal, the species richness was low (e.g., Oran Harbour: 8.33 ± 5.32 to
17.52 ± 10.69 species/0.25 m2; Ghazaouet harbour: 9.8 ± 5.36
species/0.25 m2; Annaba harbour: 16.18 ± 11.55 species/0.25 m2;
and El Kala harbour: 17.75 ± 11.35 species/0.25 m2).
Two species, Capitella capitata and Corbula gibba, were found
respectively in 84.51% and 79.35% of the harbour samples. Four
taxa—three polychaetes, Cirriformia tentaculata, Lumbrineris latreilli, Chaetozone sp., and one bivalve, Abra alba—showed up with a frequency between 50% and 75% in the harbours. All these species
tolerate relatively well increases in organic matter. C. gibba, with
a total of 26,264 individuals collected, is the most abundant species, followed by Chaetozone sp. (13,655 ind.), C. capitata (12,220
ind.) and C. tentaculata (10,247 ind.).
In the gulfs, the most frequent species were the polychaete L.
latreilli (53.52%) and the tanaid Apseudes sp. (50.70%). The most
abundant species was also L. latreilli, with a total of 1030 individuals collected. Eleven other species had a total abundance higher
than 500 individuals: Apseudes sp., Amphicteis gunneri, Eunice vittata, Chaetozone sp., Sternaspis scutata, C. capitata, Ampelisca brevicornis, Ampharete sp., C. gibba, Nephtys caeca and C. tentaculata.
3.2. Benthic indicators and Ecological Quality Ratio
Fig. 2 gives the EQR values calculated for the eight biotic indices,
as well as the EQR mean score and EQR bad score for all 21 sites. As
the figure shows, there is great variability at each site and for each
1973
EQR. The three EQR based on S, ITI and Bad Score don’t have a different spatial pattern for the gulfs and the harbours. For the other
EQR based on the other indices, a clear pattern appears in terms of
the ecological conditions in each morphological structure. The
gulfs appear to have a better ecological status than the harbours,
except for EQR N, which is higher in the harbours than in the gulfs.
The gulfs of Oran and Bou Ismail in particular appear to have a better ecological status than the other sites. Three of the harbours
have a better ecological status than the others: Bethioua, Djendjen
and the new Skikda harbour. On the other hand, the Ghazaouet and
El Kala harbours seem to have the most degraded ecological status.
When we eliminate the extreme values for the EQR Bad Score
(i.e., taking into account only 60% of the data, those between the
20th and 80th percentiles), all 21 sites appear to have an ecological
status ranging from bad to moderate. In fact, the gulfs, which all
have good or high status with the EQR Mean Score, are penalised
by their low EQR N when the EQR Bad Score is considered. In these
open zones abundance can be high and thus classified as very good
if the extreme values are taken into account. However, as shown in
Fig. 2, the majority of the sites in each gulf location have low
macrofaunal abundance values.
Of the 45 Kappa test results illustrated in Fig. 3, only eight show
a Kappa coefficient corresponding to moderate agreement or better, with a matching percentage over 69%. These results show that
H’, AMBI, BENTIX, BO2A and Mean Score are very close in terms of
diagnosis. S and BQI show only a slight correspondence with the
other indices, and N and ITI appear to be completely independent
of the other indices.
4. Discussion
The Water Framework Directive (WFD) obliges the European
Member States to establish an Ecological Quality Ratio (EQR) (Borja
et al., 2003, 2004; Muxika et al., 2007), which is the ratio of the value of the calculated index and the value of this index for a reference state. However, EQRs have rarely been established. In fact,
most of the papers published on the use of the benthic indices
for the WFD have given only EQS values without the EQR, probably
due to the difficulty of determining the reference state since most
coastal areas have been under the influence of human activities for
several decades. Does the reference state have to correspond to a
‘pristine’ state, as proposed by some authors? Or does the reference
state correspond to the best state observed in an area? Or does the
reference correspond to an artificially reconstructed state based on
the experience of an expert?
Since it is very difficult today to find a coastal environment without human activities, for this study, we chose to take the 80th percentile into account to establish threshold limits for three indices,
respectively S, N et H0 . Then, for a single sample among the total
655 samples available, we took into account the calculated values
in this sample as the reference values for the five other indices. For
the ITI index, the reference value was set to 83.35 in order to account
for the distribution of the four trophic groups in a sample dominated
by suspension feeder species. These choices allowed us to calculate
the EQR for each sample with the eight indices selected and then
to calculate an EQR Mean Score and an EQR Bad Score.
Despite the high variability of the 10 EQS, this procedure highlighted two main coastal morphological structures—gulfs and harbours—clearly in relation to the hydrodynamic flow. The contrast
between an area with high hydrodynamics and an area with low
hydrodynamics has already been underlined by Afli et al. (2009)
for the Tunisian coast. Their study showed the contrast between
the coastal areas between the Bay of Tunis, where there is a strong
hydrodynamic flow, and the lagoons (e.g., the northern lagoon of
Ghar El-Melh and the southern lagoon of Tunis) where there is a
slight hydrodynamic flow.
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1974
S. Grimes et al. / Marine Pollution Bulletin 60 (2010) 1969–1977
Fig. 2. Ecological Quality Ratio (EQR) for the nine gulfs and 12 harbours surveyed along the Algerian coast (see Table 1). Minimal, maximal and mean values are given; a white
box indicates the 20th and 80th percentiles. The EQR Mean Score considers only H’, AMBI and ITI. The EQR Bad Score considers the EQR derived from the eight indicators
studied (S, N, H’, BQI, AMBI, BENTIX, BO2A and ITI). Colours correspond to the EQS (Ecological Quality Status): red for bad, orange for poor, yellow for moderate, green for good
and blue for high.
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1975
Fig. 3. Agreement between the Ecological Quality Status (EQS) (derived from the EQR computed using S, N, H’, BQI, AMBI, BENTIX, BO2A and ITI) and the EQR Mean Score
(considering only H’, AMBI and ITI) and the EQR Bad Score (considering all the indices). Two groups of EQS were considered: bad to moderate EQS and good to high EQS. The
percentage of matches and mismatches between the EQS is shown, and the Kappa coefficient (K) is given. The agreement between the EQS groups is interpreted according to
the scale proposed by Viera and Garrett (2005) for the Kappa coefficient.
Two harbour sub-groups can be identified: the new harbours
constructed in the middle of the 1970s (e.g., Bethioua, Djendjen
and Skikda) and the old harbours constructed during the 19th century (e.g., Algiers, Annaba, Ghazaouet and Oran). The older harbours appear to have a more degraded ecological status than the
newer harbours and gulfs, corresponding to a more polluted coastal zone, as several authors have previously pointed out (Grimes
and Bakalem, 1993; Grimes and Boudjakdji, 1996; Grimes
1998a,b; Grimes and Arkam, 1998; Grimes et al., 1998a, b; Grimes
and Gueraini, 2001a, b; Rebzani-Zahaf; 2003; Bakalem, 2008).
These older harbour areas are not only touched by the accumulation of mud in the basin due to low hydrodynamism, but also by
the nitrogen, phosphorus and organic matter from human activities, including the discharge into the coastal zone of untreated
domestic, urban and industrial wastewater (Boudjellal et al.,
1993; METAP, 1994). For example, the El Kala harbour is one of
the more confined harbours on the Algerian coast, which reinforces
the accumulation of mud and organic matter, and the Ghazaouet
harbour is exposed to metals pollution due to the zinc discharges
from the Alzinc factory.
In general, harbours are dominated by two species: the polychaete C. capitata and the bivalve C. gibba. Both species are characteristic of anoxic organic-matter-enriched zones like the Algerian
harbours (Rebzani-Zahaf, 2003). The C. capitata complex is cosmopolite, characteristic of polluted harbours around the world,
and is able to tolerate high levels of chemical contamination
(Tsutsumi, 1990; Levin et al., 1996; Pechenik et al., 2001; Selck
and Forbes, 2004; Afli et al., 2008; Magni et al., 2008). C. gibba is
also known as an indicator species for organic-matter-enriched
sediment (Rebzani-Zahaf, 2003).
By the end of the 1970s, Algiers Bay could be considered as a
eutrophic region whose nutrient-heavy coastal water encouraged
the increase of both phytoplanktonic biomass and benthic biomass
(Aid et al., 1981). The situation became more serious in the 1980s
and 1990s (Chouikhi et al., 1988; Boudjellal et al., 1993; Sellali,
1996). Anthropogenic stress has thus been accumulating in these
industrial and urban zones for decades and is causing severe disturbances of the benthic communities. However, the gulfs appear
to have a better ecological status than the harbours, and the gulfs
of Oran and Bou Ismail are in a better state than the others. In fact,
the Oran gulf is the only gulf in Algeria where there is no input of
organic matter, silt and polluted freshwater coming from the
littoral rivers, or oueds. Algerian oueds are known to be the most
important cause of degradation of the Algerian coast (Bakalem
et al., 2009). Similarly, the Bou Ismail gulf remains the least industrialized zone on the Algerian coast, with a littoral zone marked by
low urbanization and low population, except during the summer.
According to Yoshida et al. (2005) significant mercury contaminations coming probably from the mercury electrode plant in a factory had been detected in the water and stream sediments of Oued El
Harrach, which discharge, in the Algiers Bay. This study reveals, also,
the contamination of other potentially toxic elements, such as As, Cr,
Cd, Pb, Cu, and Mn. The Algiers CAMP project on basis of synthesis of
ISMAL’s works (1989–1999) (Grimes, 2005) revealed pollution by
metals traces in the surface sediments of Algiers Bay probably due
to the significant activity of the Algiers harbour and with the direct
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1976
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exposure to the effluents of telluric origin. This metallic contamination translated the anthropogenic influences and seemed to depend
also on the hydrodynamic and hydrological conditions sedimentary
which governed the Algiers Bay. Nevertheless, the benthic indices
which were mainly developed to integrate the Pearson and Rosenberg (1978) concept used in this study were more efficiency to detect
organic pollutions than metallic pollutions.
These results obtained for the Algerian coast, in addition to
those obtained by Bakalem et al. (2009), could be integrated to create a general pattern of the sensitivity/tolerance of the species.
Grémare et al. (2009) argue that a single sensitivity/tolerance list
for various geographical areas (e.g., AMBI EG) is not appropriate
and defend the idea that sensitivity/tolerance levels evolve in different geographical areas and/or habitats. Still, there is a high level
of agreement among benthic experts asked to assess the condition
of benthic soft-bottom communities; all these experts identify four
main assessment parameters: dominance by tolerant species, presence of sensitive species, species richness and total abundance
(Weisberg et al., 2008). The results obtained with biotic indices,
such as those used in this paper, are also difficult to interpret.
For example, it is difficult to distinguish between natural and
anthropogenic disturbances in organic-matter deposition zones
due to low hydrodynamic (Dauvin, 2007). The present data can
be combined with other data—for example, the results from the
English Channel (Dauvin and Rullet, 2009) or those in the MacroBen database—to increase the number of known ecological and
bio-geographical conditions and to encourage benthologists to
complete their approaches on the concept of indicator species.
5. Recommendations
Based on the agreement between the indices, our results show
that five of the indices—H0 , AMBI, BENTIX, BO2A and Mean Score—
are very close in terms of diagnosis. S and BQI show only a slight
correspondence with the other indices, and N and ITI appear to
be completely independent of the other indices. Still, species richness, total abundance and trophic structure are also important in
the diagnosis of the Ecological Quality Status of the benthic
ecosystem.
In the future, we recommend implementing a national coastal
programme to survey the quality of water in Algeria, like the
WFD requires of European countries; our results indicate that, like
for the WFD, the macrobenthos would be an excellent candidate
for determining the Ecological Quality Status of the surrounding
water masses. For this macrobenthos approach, we can make some
practical recommendations:
- Make an annual summer survey, probably in June-July, to insure
a comparison with the previous results published previously by
Bakalem et al. (2009) and those given in this study.
- Select sampling sites in three main areas: open gulfs, new harbours or those that are open towards the sea to facilitate water
circulation, and old harbours or those that have low water circulation. In these conditions, we also suggest sampling five sites
in the first two areas and ten in the last area, where it will be
necessary to monitor more closely the degraded soft-bottom
communities.
- Monitor the recently-established seawater desalination stations
to know more about their effect on the benthic compartment in
Algeria.
- Base the benthos quality status at least on two types of indices:
those based on Ecological Groups of species, such as AMBI,
which has been used in numerous locations, or BO2A, because
it is easy to use and is rooted in the Sufficient Taxonomic principle; those based on the diversity, such as the Shannon diver-
sity index H’ and probably the BQI index when there are large
quantities of data; and those based on trophic groups. The classification of species into trophic group remains to subjective
and dependent on the Best Professional Judgement (Dauvin
et al., 2010), so we do not recommended the use in routine of
the ITI index. We also recommend using a mean score approach
like the one used in this paper or a multicriteria approach like
the one used by Lavesque et al. (2009).
Acknowledgements
The authors would like to thank the captains and the crew of
the oceanographic vessel M.S. ‘Benyahia’ for their help during the
campaigns, N. Kaidi-Boudjellal for his help in sorting the organisms, the ESSMAL students for their help during the preliminary
phase of taxa identification, and A. Bakalem for his help with the
crustacean identification. The authors also thank L. E. Spencer for
her help in correcting the English text, and G. Bellan, Station Marine d’Endoume, for his very useful review of the first version of the
typescript.
References
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Doctorat d’Etat, option Océanographie Biologique, Faculté des Sciences
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doi:10.1017/S1755267209990522; Vol. 2; e134; 2009 Published online
New records of marine amphipod fauna
(Crustacea: Peracarida) on the Algerian coast
samir grimes1, jean-claude dauvin2 and thierry ruellet2
1
Ecole Nationale Supérieure des Sciences de la Mer et de l’Aménagement du Littoral (ESSMAL) Equipe Interaction Milieu –
Biodiversité Marine (IMBM), BP, 19, Campus Universitaire de Dely Brahim, Bois des Cars, Alger, Algérie, 2Université des Sciences et
Technologies de Lille, UMR 8187 CNRS LOG, Station Marine de Wimereux, 28 avenue Foch, BP 80, 62930 Wimereux, France
Recent sampling surveys (1995 –2001) of the shallow (3–136 m) soft-bottom communities along the Algerian coast in nine
bays and gulfs and twelve harbours have allowed 206 species of marine amphipod to be recorded. Among the species recorded,
45 species appear to be new in terms of the inventory of the marine amphipod fauna of Algeria (Bakalem & Dauvin, 2005).
This note reports on the number of specimens sampled for each of these 45 species and provides data on sediment type and
depth at which they were sampled. Sixteen of these species are considered to be endemic to the Mediterranean Sea, twenty-six
are north-eastern Atlantic species, and the last three have a wide geographical distribution in the Indo-Pacific and the
Atlantic Oceans. The sampling also permitted the confirmation of the presence of five other Atlantic amphipod species not
already reported in the inventory of the Mediterranean amphipod fauna (Bellan-Santini et al., 1998). The total number
of marine amphipod fauna in Algeria is now 298.
Keywords: amphipods, sampling, Algerian coast
Submitted 6 April 2009; accepted 27 May 2009
INTRODUCTION
The first studies of the Crustacea Amphipoda along the
Algerian coast were done by Lucas (1849), and only 16
species were recorded. Later, the major research on this
group was conducted by Chevreux (1888, 1910, 1911),
mainly his 1910 paper on Algerian amphipod and off the
coast of Tunisia; he recorded 117 species in the Algerian
sector of the sampling area. More recently, Bakalem &
Dauvin (1995) compiled the first complete inventory of the
marine amphipod on the Algerian coast, accounting for
253 species. New quantitative surveys made between 1995
and 2001 along all of the Algerian coast, from the
Moroccan border in the west to the Tunisian border in the
east (Figure 1), have permitted the recording of 206
species, identified to the specific level. Among them, there
were 45 species that had never before been observed on the
Algerian coast (Bakalem & Dauvin, 1995; Bellan-Santini
et al., 1998). Five other species that were reported in the
Bakalem & Dauvin inventory, but were unlikely for the
Algerian coast and were not reported in the inventory of
the Mediterranean Sea amphipod (Bellan-Santini et al.,
1998), were collected again during these surveys, thus confirming their presence at least in this part of the western
Mediterranean Sea. All were Atlantic species, and their presence was probably due to the influence of the Atlantic waters
along the North African coast.
In this note, we report the results of recent fieldwork
undertaken along the Algerian littoral, which permitted new
Corresponding author:
J.-C. Dauvin
Email: jean-claude.dauvin@univ-lille1.fr
marine amphipod species to be recorded. For each species,
data on the sediment type and the depth at which they were
found are given; some additional comments concerning the
ecological and geographical patterns of these new Algerian
amphipod species are also provided.
General physical features of the study
Rocky shores with sometimes high cliffs dominate the
Algerian coast, providing a high variety of morphological
forms. There is also a certain amount of sand accumulation,
creating beaches and dunes. The Algerian continental shelf
is relatively narrow; it disappears at the edge of the high
rocky shores along the coast and is more extended in the
littoral zones with their sandy beaches and dunes.
Terrestrial input from the intermittent rivers facilitates sedimentation in the bays and gulfs; this sedimentation is biogenic
in origin. Soft-bottom sediments are distributed over an
increasing silt gradient with an inshore-gradient characterized
by a succession of fine sand, muddy sand, sandy mud and pure
mud (Bakalem, 2008). Coarse sand and gravel are located in
the marine extension of the rocky shores, especially offshore
of the capes that form the demarcations between bays and
gulfs (Figure 1). Along the Algerian coast, the waters are influenced by the surface waters that come from the north-eastern
Atlantic Ocean, crossing into the Mediterranean Sea via the
Strait of Gibraltar. These Atlantic waters are about 50 km
wide and about 150–250 m deep and have a salinity of 36.25.
During their eastward progression, the Atlantic waters progressively mix with the waters of the Mediterranean, which
have a higher salinity. The Algerian current becomes more
unstable during its eastward progression, creating cyclonic
and anti-cyclonic gyres as well as upwelling (Millot, 1999).
1
2
samir grimes et al.
Fig. 1. Location of the sampling sites along the Algerian coasts.
MATERIALS AND METHODS
The present study investigated the soft-bottom substratum
along the whole Algerian coast, covering about 1180 km of
the 1200 km making up the total length of the Algerian coastline. The geographical limits of the sampling were 35860 N
2890 0000 W near the Moroccan border and 368540 N 88260 3000 E
near the Tunisian border. Nine gulfs or bays and 12 harbours
were sampled. At each site, two replicates of a Van Veen grab
were taken, for a total substratum surface of 1/8 m2. All the
sampling was done from 1995 to 2001 during the summer,
between 15 June and 15 August (Table 1). The sampling
depths ranged between 3 m and 136 m (Table 1). The
annual campaigns were conducted with the oceanographic
vessel ‘Mr. Benyahia’ and with the small vessel ‘Ibitacim’ for
the shallowest sites. The sieving was carried out on 1-mm
mesh. The sediment was fixed with formaldehyde. All the
samples were collected by Samir Grimes during his PhD thesis
field campaigns. Most of the specimens were deposited at the
Soft Bottom Benthos Laboratory (Research Team of
Interaction Environment—Marine Biodiversity of the National
High School of Marine Sciences (Algiers)).
The fauna was sorted and identified (when possible) to the
species taxonomic level, using the list of Mediterranean amphipod fauna established by Bellan-Santini et al. (1982, 1989, 1993,
1998). The taxonomy was validated using the ERMS referential
for amphipod introduced by Bellan-Santini & Costello (2001)
(http://www.marbef.org/data/erms.php, consulted on 30 April
2009). This taxonomy is not up to date for certain families.
For example, the recent and general reclassification of the
domicolous amphipods by Myers & Lowry (2003) is not followed, nor are the Lysianassoidea subdivided into a number
of different families following many papers by Lowry and
Table 1. Main information about the sampling locations and sampling
years. N, number of samples per location; total number of samples: 662.
Site
Sampling year
N
Depth-range
Ghazaouet Gulf
Ghazaouet Harbour
Oran Gulf
Oran Harbour
Arzew Gulf
Arzew Harbour
Bethioua Harbour
Bay of Bou-Ismail
Bay of Algiers
Algiers Harbour
Bejaı̈a Gulf
Bejaı̈a Harbour
Jijel Harbour
Djendjen Harbour
Skikda Gulf
Skikda old Harbour
Skikda new Harbour
Annaba Gulf
Annaba Harbour
El Kala Gulf
El Kala Harbour
1998
1998
1997 and 1998
1995 to 2001
1996 and 1997
1996 to 1998
1996 to 1998
1999
1999
1999
1996 to 1998
1995, 1997 and
1999
1998 and 1999
1995, 1997 and
1995, 1997 and
1995, 1997 and
1996 and 1998
1996 and 1998
1998
1996
29
15
60
96
41
36
25
41
39
48
27
21
10
41
16
11
25
29
41
7
4
22–88 m
13–14 m
42–89 m
07–32 m
30–83 m
10–23 m
18–25 m
17–136 m
12–92 m
09–32 m
–
07–14 m
03–15 m
04–19 m
–
07–17 m
05–16 m
23–67 m
06–14 m
–
03–05 m
1998
1998
1998
1998
new marine amphipods on the algerian coast
co-workers (see De Broyer et al., 2007). Nevertheless, until
these new classifications have been included in the ERMS referential, we have chosen to respect the actual ERMS classification.
RESULTS AND DISCUSSION
The new records for the Algerian coast are:
Suborder CAPRELLIDEA
Family CAPRELLIDAE
Parvipalpus linea Mayer, 1890
On 8 August 1997 two specimens were collected in the Oran
Gulf from one sample taken in coarse sand at a depth of 86 m.
This endemic Mediterranean species had previously been
recorded in the western basin of the Mediterranean Sea and
also in the Adriatic at depths from 10 to 150 m
(Bellan-Santini et al., 1998).
Suborder GAMMARIDEA
Family AMPELISCIDAE
Ampelisca dalmatina Karaman, 1975
On 27 July 1997 one specimen was found in the Skikda Gulf on
mud at a depth of 30 m. On 11 August 1998, seven specimens
were found in four samples taken in the Ghazaouet Gulf on
muddy sand and mud at depths ranging from 22 to 64 m and
11 specimens were found in five samples taken in the Oran
Gulf (on 5– 6 August 1997), mainly on coarse sand and
pebble but also on sandy mud, at depths ranging from 66 to
89 m. On 10 August 1999 four specimens were collected in
Bou Ismail Bay from two samples taken in coarse sand and
Posidonia meadow and mud at depths ranging from 24 to
71 m. This Atlantic – Mediterranean species (50 –650 m) is
common on coarse sand and mud. It has been recorded
throughout the Mediterranean Sea (Bellan-Santini et al.,
1982, 1998) and in the Atlantic from the Iberian coast to the
Faeroe Islands (Dauvin, 1996; Dauvin & Bellan-Santini, 2002).
Ampelisca provincialis Bellan-Santini & Kaim Malka, 1977
On 3 August 1996 one individual was collected in the Arzew
Gulf on coarse sand at 65 m in depth. This Mediterranean –
Atlantic species has been found in the Mediterranean Sea, on
the Iberian coast in gravel and coarse sand at depths ranging
from 10 to100 m (Bellan-Santini et al., 1982, 1998) and in the
Irish waters in the Celtic Sea (Myers & McGrath, 1994).
Ampelisca spinimana Chevreux, 1887
In 1995, ten specimens were recorded in Bou Ismail Bay
(Bakalem & Dauvin, 1995), but according to Bellan-Santini
et al. (1998), the presence of this species was uncertain in
the Mediterranean Sea. Five new specimens were found in
five samples, including one in the Bejaı̈a Gulf from 10 to 14
July 1996, one in the Arzew Gulf from 3 to 10 August 1997,
one in the Oran Gulf on 14 August 1998, one in Jijel
harbour on 1 July 1997 and two in Bou Ismail Bay on 10
August 1999 (34 – 96 m) on various types of soft bottom sediment with mud and shell. This Atlantic species has been
recorded from the western part of the Channel to the
African coast around Dakar and along the Moroccan coast
(Menioui & Bayed, 1986) and in the Indian Ocean, mainly
on sandy and muddy bottoms from 0 to 510 m in depth
(Bellan-Santini & Dauvin, 1988).
Family AORIDAE
Leptocheirus longimanus Ledoyer, 1973
On 7 August 1997 one specimen was collected in the Oran
Gulf on fine sand at a depth of 87 m. This endemic
Mediterranean Sea amphipod species had previously been
reported only in the shallow waters (3 – 33 m) of the western
basin of the Mediterranean on hard substratum with photophilic algae (Bellan-Santini et al., 1998).
Microdeutopus similis Myers, 1977
On 10 August 1999 two specimens were collected in Bou
Ismail Bay on sandy mud with shell at 52 m in depth (one
specimen) and also in Algiers harbour on sandy mud at
20 m (one specimen). This endemic Mediterranean species
is usually found at depths between 0 and 57 m and has previously been reported on hard substratum with photophilic
algae.
Microdeutopus sporadhi Myers, 1969
On 5 August 1997 one specimen was collected in the Oran
Gulf on fine sand at a depth of 56 m. This endemic
Mediterranean species is usually found at depths between 0
and 20 m and has previously been reported on hard substratum with photophilic algae and in Posidonia meadows.
Unciola crenatipalma (Bate, 1862)
In 1995, six specimens were recorded in Bou Ismail Bay
(Bakalem & Dauvin, 1995), but according to Bellan-Santini
et al. (1998), the presence of this species was uncertain in
the Mediterranean Sea. On 6 August 1997, five additional
specimens were recorded in the Oran Gulf on coarse sand
and shell from 70 to 88 m in depth, and on 10 August 1999,
six more specimens were found in Bou Ismail Bay on
muddy sand at 52 m in depth. This Atlantic species has
been recorded from the North Sea to the Bay of Biscay
(Lincoln, 1979); in 2003 it was found in the Bay of Biscay in
both shallow and deep waters (20 –250 m) mainly on sand
and pebbles (Bachelet et al., 2003).
Family ARGISSIDAE
Argissa stebbingi Bonnier, 1896
On 13 June 1996, two specimens were found on fine sand in
the Bejaia Gulf at depths ranging from 16 to 23 m; on 3 July
1997, 21 specimens were found in seven samples taken in
mud and coarse sand in the Djendjen harbour between 11
and 18 m in depth. On 24 July 1998, one specimen was
found on sand and shell in the Annaba Gulf; on 10 August
1999, 25 specimens were found in one sample from Bou
Ismail Bay taken at a depth of 86 m. This cosmopolitan
species has been found in the Mediterranean Sea at depths
from 30 to 370 m in various sediment types (Bellan-Santini
et al., 1982, 1998); its was also recorded along the Moroccan
coast (Menioui & Bayed, 1986).
Family BATHYPOREIIDAE
Bathyporeia lindstromi Stebbing, 1906
On 27 July 1997 two specimens from two samples were
recorded in Skikda harbour on fine sand at a depth of 5 m.
3
4
samir grimes et al.
This endemic Mediterranean species had been previously
found in sand, in shallow water (20 –30 m) (Bellan-Santini
et al., 1998).
Bathyporeia borji d’Udekem d’Acoz & Vader, 2005
On 22 July 1998 one specimen was collected in Djendjen
harbour on muddy sand at a depth of 10 m. This shallowwater (0 –50 m) endemic Mediterranean species was recently
described by d’Udekem d’Acoz & Vader (2005) from Italian
and Malta materials. The authors suggested that all the specimens identified and recorded as Bathyporeia nana Toulmond,
1966, in the western basin of the Mediterranean Sea
(Bellan-Santini et al., 1989) including along the Tunisian
coast, should be referred to as B. borji.
Family BIANCOLINIDAE
Biancolina algicola Della Valle, 1893
On 9 June 1996 one specimen was collected in Annaba Gulf
on mud at a depth of 41 m. This Indo-Pacific and
Mediterranean shallow-water (0 –22 m) species has previously
been recorded on hard substratum with photophilic algae
(Bellan-Santini et al., 1998).
Family DEXAMINIDAE
Atylus falcatus Metzger, 1871
From 5 to 7 August 1997, 13 specimens were found in five
samples taken from the Oran Gulf on coarse sand with
shell, one specimen was found on mud with shell in the
Oran harbour (8 August 1997), and 14 specimens were
found in two samples taken at 15 m and 19 m in depth,
respectively, on the mud in the Djendjen harbour (3 July
1997). On 10 August 1999, 37 specimens were found in
three samples from Bou Ismail Bay. This species was previously recorded in the Marseilles area, and its presence in
the Mediterranean Sea required confirmation (Bellan-Santini
et al., 1982). The survey of the Algerian coast confirmed the
presence of this Atlantic species at least in the western basin
of the Mediterranean Sea, usually in shallow waters and on
various types of soft sediment (Lincoln, 1979; Menioui &
Bayed, 1986; Bachelet et al., 2003).
Dexamine spiniventris (Costa, 1853)
On 5 August 1996 five specimens were collected from a single
site at a depth of 10 m in the Arzew harbour. This shallowwater (0 – 35 m) species has a large geographical distribution
worldwide and has previously been recorded on hard substratum with photophilic algae and in Posidonia meadows in the
Mediterranean Sea (Bellan-Santini et al., 1998), and along the
Moroccan coast mainly in the intertidal zone (Menioui &
Bayed, 1986).
Dexamine thea Boeck, 1861
A total of nine specimens was collected in five samples. On 5
August 1996, two specimens were found in one sample in the
Arzew harbour; and on 3 August 1997 three specimens were
found from the Arzew Gulf on coarse sand at 25 m. One specimen was found in the Bejaı̈a Gulf on 13 June 1996 on fine sand
at 25 m depth, and one specimen was taken in fine sand from
the Oran Gulf at a depth of 63 m (on 7 August 1997). On 3
July 1997, two specimens were recorded in the Djendjen on
mud at a depth of 14 m. This shallow-water (0 –15 m)
species has a large geographical distribution worldwide and
has previously been recorded on hard substratum with photophilic algae in the Mediterranean Sea (Bellan-Santini et al.,
1998).
Family EUSIRIDAE
Apherusa chiereghinii Giordani-Soika, 1950
On 10 August 1999, three specimens were collected in two
samples coming from Bou Ismail Bay (two specimens on
coarse sand and one specimen in the Annaba Gulf on sand
shell) at depths from 20 to 22 m. This shallow-water (0–
30 m) Mediterranean endemic species was recorded on hard
substratum with photophilic algae and in Posidonia
meadows (Bellan-Santini et al., 1998). This species was often
confused with Apherusa bispinosa (Bate, 1857) which has a
large geographical distribution from the Arctic to the
African coast and in the English Channel, it has been found
on diverse soft-bottom sediment (Dauvin, 1999). The presence of A. bispinosa is suspicious in the Mediterranean Sea;
and probably, as suggested by Krapp-Schickel & Kulla
(2002) all the records of this species could be attributed to
other species, some of them probably being A. chiereghinii.
Eusirus longipes Boeck, 1861
On 10 August 1999 one specimen was recorded in Bou Ismail
Bay on mud at 24 m. This species has demonstrated both a
large vertical distribution (50 –2720 m) and a large geographical distribution, especially in the Atlantic and the
Mediterranean Sea. It has been recorded on a various types
of soft-bottoms (Lincoln, 1979; Menioui & Bayed, 1986;
Bellan-Santini et al., 1998; Bachelet et al., 2003).
Family GAMMARELLIDAE
Gammarellus angulosus (Rathke, 1843)
On 27 July 1997 one specimen was collected in the Skikda Gulf
on mud at 63 m depth. This intertidal and shallow-water
(0 –20 m) species has a large geographical distribution in the
Atlantic and the Mediterranean Sea and has previously been
recorded in the Mediterranean Sea on hard substratum with
photophilic algae (Lincoln, 1979; Bellan-Santini et al., 1998).
Family GAMMARIDAE
Echinogammarus olivii (Milne-Edwards, 1830)
On 3 July 1997 two specimens were collected on mud in the
Djendjen harbour at a depth of 11 m. This Atlantic –
Mediterranean shallow-water (0 –5 m) species has a large geographical distribution from the Brittany coast to the North
African coast and along the north-eastern Atlantic and has
previously been recorded in the Mediterranean Sea on hard
substratum with photophilic algae and on coarse sand
(Bellan-Santini et al., 1998). This species was recorded in
the brackish waters of the Bou Regreg Morocco estuary
(Menioui & Bayed, 1986).
Family ISAEIDAE
Megamphopus brevidactylus Myers, 1976
A total of three specimens were found in two samples taken
in 1997 and 1998. On 6 August 1997 two specimens were
collected from the Oran Gulf on coarse sand at a depth of
87 m, and on 11 August 1998 one specimen was found in
the mud sample taken at 64 m depth in the Ghazaouet Gulf.
new marine amphipods on the algerian coast
This continental shelf species (90 –150 m) has been reported
on sediment ranging from coarse sand to mud and is
endemic to the Mediterranean Sea (Bellan-Santini
et al., 1998).
Family ISCHYROCERIDAE
Ischyrocerus inexpectatus Ruffo, 1959
On 5 August 1997 one specimen was recorded in the Oran Gulf
on coarse sand with shell at a depth of 87 m. This shallow-water
(1–30 m) species is endemic to the Mediterranean Sea and has
previously been recorded on hard substratum with photophilic
algae (Bellan-Santini et al., 1998). It was recently recorded in
the Tabarka Posidonia meadows (Zakhama-Sraieb et al., 2005)
and in Algeciras Bay (southern Iberian Peninsula) (Conradi
et al., 1997).
Jassa ocia (Bate, 1862)
On 10 August 1999 one specimen was found in Bou Ismail
Bay on fine sand at a depth of 22 m. This Atlantic –
Mediterranean species has a large geographical distribution
(Bellan-Santini et al., 1998) and has mainly been recorded at
depths between 0 and 60 m on hard bottom; it is often associated with sponges (Lincoln, 1979).
Family LEUCOTHOIDAE
Leucothoe oboa Karaman, 1971
On 5–6 August 1997 two specimens were recorded, respectively,
in the Oran Gulf at a depth of 88 m on sandy mud and in Oran
harbour on mud with shell. This Atlantic–Mediterranean
species is known only in the north-eastern Atlantic and along
the Iberian coast in southern Spain and the coast of Portugal
(Marques & Bellan-Santini, 1993); it has been recorded at
depths ranging from 14 to 400 m, mainly on muddy sediments
in the Mediterranean Sea (Bellan-Santini et al., 1998).
7 to 19 m. This Atlantic species is known from Norway to
North Africa and is present in a large range of depths, from
the intertidal zone to 600 m (Lincoln, 1979).
Family LYSIANASSIDAE
Hippomedon denticulatus (Bate, 1857)
In 1995, this species was found in some locations on the Algerian
coast, the bays of Algiers and Bou Ismail, and the gulfs of Bejaı̈a
and Annaba (Bakalem & Dauvin, 1995), but according to
Bellan-Santini et al. (1998), the presence of this species was
uncertain in the Mediterranean Sea, despite the record for the
Bay of Naples (Chevreux & Fage, 1925). Fourteen additional
specimens have been recorded: from 3 to 7 August 1996 and 7
August 1997 four specimens in the Arzew Gulf on mud at
depths ranging from 21 m to 70 m; from 5 to 8 August 1997
and 14 August 1998 12 specimens in the Oran Gulf at depths
between 53 and 89 m; on 16 August 1999 two specimens in
the Bay of Algiers on mud at 62 m and on coarse sand at
50 m; one specimen in the Bou Ismail Bay on mud with shell
at 47 m on 10 August 1999, and one specimen in the
Djendjen harbour on mud at 19 m in depth on 3 July 1997.
Present in the north-eastern Atlantic, this species has been
found at a large range of depths, ranging between 0 and
900 m, mainly in sandy sediment (Lincoln, 1979). It was also
recorded along the Moroccan coast (Menioui & Bayed, 1986).
Normanion chevreuxi Diviacco & Vader, 1988
On 5 August 1997 one specimen was recorded in the coarse
sand of the Oran Gulf at a depth of 42 m. This Atlantic –
Mediterranean species has a wide geographical distribution,
from the western Mediterranean Sea, along the Atlantic
French coasts and the English Channel, to the Norwegian
waters, and is usually found on the continental shelf (30 –
180 m) on coarse sand (Bellan-Santini et al., 1998; Dauvin,
1999; Bachelet et al., 2003).
Family LILJEBORGIIDAE
Idunella excavata (Schiecke, 1973)
Orchomene grimaldii Chevreux, 1890
In August 1999 one specimen was collected in Bou Ismail Bay
on sandy mud with shell at a depth of 8 m. This endemic
Mediterranean species is known from Italy to the Tyrrhenian
Sea and is usually found on deep detritic sediment at depths
from 140 to 190 m (Bellan-Santini et al., 1989, 1998).
On 6 August 1997 three specimens were found in the Oran
Gulf on coarse sand at 89 m. This endemic Mediterranean
species is mainly found on deep muddy sediment at a very
large range of depths, from 20 to 3174 m (Bellan-Santini
et al., 1989, 1998).
Idunella nana (Schiecke, 1973)
Orchomenella nana (Kröyer, 1846)
On 7 August 1997 one specimen was sampled in the Oran
Gulf on muddy sand at a depth of 42 m. This endemic
Mediterranean species is known from Italy to the Tyrrhenian
Sea and is usually found in shallow waters (6–30 m) on
coarse sand and fine gravel (Bellan-Santini et al., 1989, 1998).
On 5 August 1999 one specimen was collected in Algiers
harbour on mud at 9 m depth. This relatively cosmopolitan
amphipod species is well distributed in a vast variety of sediment; necrophagous, it is attracted by various types of carrion
(Bellan-Santini et al., 1998).
Liljeborgia pallida (Bate, 1857)
Paracentromedon crenulatus Chevreux, 1900
In 1995, one specimen was recorded in Bou Ismail Bay
(Bakalem & Dauvin, 1995), but according to Bellan-Santini
et al. (1998), the presence of this species was uncertain in
the Mediterranean Sea. Twenty-five additional specimens
were recorded more recently: on 5– 8 August 1997, seven
specimens were found in the Oran Gulf on muddy sand at a
depth of 42 m; on 16 August 1998, six specimens were
found in Arzew harbour on fine sand at depths ranging
from 44 to 87 m, and on 3 July 1997, 12 specimens were
found in Djendjen harbour on mud at depths ranging from
On 5 August 1999 one specimen was collected in Algiers
harbour on fine sand at 23 m depth. This Atlantic –
Mediterranean species has been found in the Mediterranean
Sea in deep mud sediment (Bellan-Santini et al., 1998); nevertheless, it has been recorded in the southern part of the Bay of
Biscay in shallow waters (Bachelet et al., 2003).
Tryphosella nanoides (Lilljeborg, 1865)
On 10 August 1999 one specimen was collected in Bou Ismail
Bay on coarse sand with shell at 86 m depth. This boreal
5
6
samir grimes et al.
species is known in the English Channel around Plymouth
(UK) (Lincoln, 1979; Dauvin, 1999); it has been recorded in
the Mediterranean Sea only at Banyuls-sur-Mer (one specimen at 540 m) (Bellan-Santini et al., 1998). It has also been
found in the Atlantic Ocean at depths ranging from 60 to
660 m (Lincoln, 1979).
Tryphosella simillima Ruffo, 1985
On 7 August 1997 one specimen was collected in the Oran
Gulf on coarse sand at 65 m depth. This endemic
Mediterranean species has previously been reported in
shallow waters (15 –70 m) on coralligenous sediment.
Tryphosites longipes (Bate & Westwood, 1861)
On 10 August 1999 three specimens were collected in three
samples from Bou Ismail Bay at depths ranging from 38 to
86 m and on sediment types ranging from muddy to coarse
sand. This Atlantic – Mediterranean species is present from
the Arctic to the Mediterranean Sea, where it has been
recorded at depths ranging from 0 to 1200 m and on
various types of sediment, from mud to coarse sand and
gravel (Bellan-Santini et al., 1998).
Family MELITIDAE
Cheirocratus intermedius Sars, 1894
In 1995, one specimen was recorded in Bou Ismail Bay
(Bakalem & Dauvin, 1995), but the presence of this species
is uncertain in the Mediterranean Sea. Bellan-Santini et al.
(1982) remarked that this species was known only in the
Gulf of Naples and that its presence needed to be confirmed.
One additional specimen was recorded (22 July 1998) on the
mud in the Bejaı̈a Gulf. This north-eastern Atlantic species
is common along the European coasts from northern
Norway to the Bay of Biscay, where it has been recorded at
depths up to 687 m (Bachelet et al., 2003). It has mainly
been recorded on the continental shelf at depths from 10 to
90 m (Lincoln, 1979).
Family MELPHIDIPPIDAE
Melphidippella macra (Norman, 1869)
From 6 to 7 August 1997, four specimens were found in
two samples from the Oran Gulf collected on fine sand
at 81 m and 93 m depth, respectively. This Atlantic –
Mediterranean species has a large geographical distribution
and is found along the coasts from Norway to Africa. In
the Mediterranean Sea it has been recorded in a large
variety of sediments from 38 to 400 m in depth
(Bellan-Santini et al., 1998). Its depth distribution is more
extended in the Atlantic Ocean (e.g. from 10 to 747 m in
the southern part of the Bay of Biscay) (Lincoln, 1979;
Bachelet et al., 2003).
Family OEDICEROTIDAE
Halicreion aequicornis (Norman, 1869)
On 5 August 1997 one specimen was found in the Oran Gulf
on coarse sand at 66 m depth. This boreal Atlantic species is
also present in the western Mediterranean Sea on corraligenous and muddy bottoms at depths from 55 to 370 m
(Bellan-Santini et al., 1993, 1998). It has been found in
deeper bathyal mud in the Cap-Ferret Canyon in the southern
part of the Bay of Biscay (Bachelet et al., 2003).
Monoculodes gibbosus (Chevreux, 1888)
On 22 July 1998 two specimens were found in a fine sand
sample from the Bejaı̈a Gulf. On 10 August 1999 eight specimens were found in six samples from Bou Ismail Bay on sediment types ranging from mud to coarse sand and at depths
from 24 to 86 m. Bousfield & Chevrier (1996) considered
the species to the genus Deflexilodes. This north-eastern
Atlantic and Mediterranean species has been found in the
Mediterranean Sea on fine and coarse sand at depths from
10 to 360 m (Bellan-Santini et al., 1993, 1998).
Monoculodes subnudus (Norman, 1889)
Four specimens were collected from four samples: on 7
August 1997 at two sites in the Oran Gulf at 70– 85 m
depth; on 22 July 1998 in the Bejaı̈a Gulf on fine sand; and
on 10 August 1999 in Bou Ismail Bay on coarse sand at
a depth of 22 m. Bousfield & Chevrier (1996) considered the
species to the genus Deflexilodes. This Atlantic –
Mediterranean species is present mainly in muddy sediment
at depths from 8 to 360 m (Bellan-Santini et al., 1998).
Perioculodes aequimanus (Kossman, 1880)
On 10 August 1999 one specimen was collected in Bou Ismail
Bay on coarse sand and in Posidonia meadows at a depth of
28 m. This Mediterranean species is known both in Atlantic
waters off the coast of Africa, where it is present in shallow
waters (1 –40 m) and in the Mediterranean Sea, where it is
present in sandy sediment (Bellan-Santini et al., 1998).
Westwoodilla caecula (Bate, 1857)
On 25 July 1997 one specimen was found in mud taken at
a depth of 75 m from the Bejaı̈a Gulf. This Atlantic –
Mediterranean species has been found in the Mediterranean
Sea in a very large variety of soft-bottom sediments at depths
ranging from 120 to 1856 m (Bellan-Santini et al., 1998).
Family PARDALISCIDAE
Halice walkeri (Ledoyer, 1973)
A total of five specimens were collected from 1997 to 1998.
From 5 to 8 August 1997, samples from four sites in the Oran
Gulf were taken at depths from 57 to 89 m on coarse sand
with shell, and on 22 July 1998, one sample was taken from
the mud in the Bejaı̈a Gulf. This endemic Mediterranean
species has been found in various types of soft-bottom sediments at depths from 50 to 400 m (Bellan-Santini et al., 1998).
Family PHOXOCEPHALIDAE
Harpinia ala Karaman, 1987
On 6 August 1997 three specimens were found in three
samples of coarse sand with shell collected in the Oran Gulf
at depths from 42 to 87 m. This endemic Mediterranean
species has previously been reported in shallow waters (18 –
70 m) on coralligenous bottoms from the Tyrrhenian Sea to
Malta (Bellan-Santini et al., 1993).
Harpinia truncata Sars, 1891
A total of four specimens were recorded in samples taken
on coarse sand with shell: two on 7 August 1997 from two
sites in the Oran Gulf at depths from 66 to 70 m; one on
22 July 1998 in the Bejaı̈a Gulf and one in the Skikda Gulf
new marine amphipods on the algerian coast
(24 July 1998). This Atlantic – Mediterranean species has a
large distribution in the north-eastern Atlantic and has
been found in the Mediterranean Sea on muddy sediment
at depths from 52 to 2700 m. It has also been reported
at a depth of 1000 m in the Bay of Biscay (Bachelet
et al., 2003).
Family PLEUSTIDAE
Pleusymtes mediterraneus (Ledoyer, 1986)
On 11 August 1998 two specimens were recorded in the
Ghazaouet Gulf on muddy sand at a depth of 22 m. This
endemic Mediterranean species, described as Pleustoides mediterraneus by Ledoyer and validated as Pleusymtes mediterraneus in the Amphipoda fauna of the Mediterranean
(Bellan-Santini et al., 1993) and in the ERMS list has been
returned to the genus Pleustoides by Hendrycks & Bousfield
(2004), had previously been collected only in the Marseilles
canyons on bathyal mud at depths ranging from 240 to
360 m (Bellan-Santini et al., 1993).
Family PODOCERIDAE
Podocerus schieckei Ruffo, 1987
On 8 August 1997 one specimen was collected in the Oran Gulf
on coarse sand at a depth of 87 m. This endemic Mediterranean
species had previously been known only in the Posidonia
and coralligenous bottoms of the Gulf of Naples at depths
between 12 and 50 m (Bellan-Santini et al., 1993).
Family STENOTHOIDAE
Stenothoe cavimana Chevreux, 1908
A total of nine specimens was collected from 1998 to 1999. On
11 August 1998, three specimens were found in one sample of
the muddy sands of the Ghazaouet Gulf, taken at a depth of
22 m; on 10 August 1999, six specimens were found in one
sample of the coarse sands of Bou Ismail Bay, also taken at
22 m. This Atlantic – Mediterranean species has previously
been reported in the southern part of the Bay of Biscay in
association with sponges (Bachelet et al., 2003) and in
various locations in the western Mediterranean Sea in association with photophilic algae at depths ranging from 0 to 30 m
(Bellan-Santini et al., 1993).
Stenothoe dollfusi Chevreux, 1887
On 8 August 1997 one specimen was collected on fine sand in
the Oran Gulf at a depth of 87 m. This endemic Mediterranean
species has been reported in shallow waters (1–20 m) with
photophilic algae in various locations in the western
Mediterranean Sea (Bellan-Santini et al., 1993).
Stenothoe eduardi Krapp-Schickel, 1975
On 7 August 1997 one specimen was collected on coarse sand
with shell in the Oran Gulf at a depth of 42 m. This Atlantic –
Mediterranean species has been previously recorded in terrigenous mud with photophilic algae, sponges and ascidians
at depths from 6 to 40 m in various locations in the western
Mediterranean Sea (Bellan-Santini et al., 1993).
Stenothoe marina (Bate, 1856)
From 5 to 7 August 1997 two specimens were collected on
coarse sand with shell in the Oran Gulf at a depth of 42 m.
This Atlantic –Mediterranean species has a very large
geographical distribution in the Atlantic Ocean on soft
and hard bottoms among hydroids, Madreporaria and
Gorgonaria at depths from 80 to 260 m (Bellan-Santini
et al., 1993). It has also been reported in the shallow waters
of the Atlantic Ocean (Lincoln, 1979; Bachelet et al., 2003)
and along the Moroccan coast (Belghiti et al., 1995).
BIOGEOGRAPHIC
CONSIDERATIONS
The five species reported in the inventory by Bakalem & Dauvin
(1995) for the Algerian coast (i.e. Ampelisca spinimana, Unciola
crenatipalma, Lijeborgia pallida, Hippomedon denticulatus and
Cheirocratus intermedius) are confirmed, they are all Atlantic
species that have a wide geographical distribution in the northeastern Atlantic. Among the 45 newly recorded species along
the Algerian coast, 18 (40%) are considered to be endemic to
the Mediterranean Sea (Bellan-Santini et al., 1998). Twenty-four
Table 2. Number of amphipod species per family along the Algerian coast,
based on Bakalem & Dauvin (1995) and the new recordings.
Families
Bakalem & Dauvin (1995) New recordings Total
Caprellidea
Caprellidae
10
Phtisicidae
1
Gammaridea
Ampeliscidae
27
Amphilochidae
5
Ampithoidae
6
Aoridae
26
Argissidae
–
Bathyporeiidae
4
Biancolinidae
–
Bogidiellidae
1
Cheluridae
1
Colomastigidae
1
Corophiidae
14
Dexaminidae
8
Eusiridae
6
Gammarellidae
–
Gammaridae
4
Haustoriidae
1
Hyalidae
9
Hyperiidae
1
Iphimediidae
4
Isaeidae
17
Ischyroceridae
3
Leucothoidae
8
Liljeborgiidae
4
Lysianassidae
23
Megaluropidae
1
Melitidae
30
Melphidippidae –
Oedicerotidae
9
Pardaliscidae
–
Phliantidae
1
Phoxocephalidae
9
Pleustidae
–
Podoceridae
3
Stenothoidae
2
Talitridae
7
Urothoidae
7
Total
253
1
–
11
1
2
–
–
3
1
2
1
–
–
–
–
3
2
1
1
–
–
–
–
1
2
1
2
7
–
–
1
5
1
–
2
1
1
4
–
–
45
29
5
6
29
1
6
1
1
1
1
14
11
8
1
5
1
9
1
4
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5
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1
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1
14
1
1
11
1
4
6
7
7
298
7
8
samir grimes et al.
(53%) are north-eastern Atlantic species: among these, one is
known only along the Iberian coast from Spain to Portugal
(Leucothoe oboa); two others have a northern limit at the Bay of
Biscay (Paracentromedon crenulatum and Stenothoe cavimana),
and the last one (Perioculodes aequimanus) is known only on
the North African coast. Three species (i.e. Argissa stebbingi,
Dexamine thea and Orchomenella nana) have a wide geographical
distribution in the Indo-Pacific and the Atlantic Oceans.
Table 2 gives the current status of the marine amphipod
fauna inventory for the Algerian coast. It accounts for a
total of 298 species of the 451 species recorded in the
mid-1990s for the Mediterranean fauna. In terms of
Algerian amphipod fauna, six of the families are new; four
of them—Argissidae, Biancolonidae, Gammarellidae and
Melphidippidae—account for only one single species in
Mediterranean waters (Bellan-Santini et al., 1998). As
Bellan-Santini et al. have remarked ‘the knowledge of the
Mediterranean remains partial and extremely heterogeneous,
and future investigations will no doubt noticeably modify
some of our 1998 conclusions’. This paper helps to respond
to the need for additional data, providing information
mainly about the North African coast.
In addition, the recent surveys by Bakalem and Grimes
focus mainly on the soft bottoms in the shallowest parts of
the Algerian continental shelf. Methodical observation of
hard-bottom communities and offshore sampling in the
bathyal and abyssal zones could reveal other new amphipod
species in the Exclusive Economic Zone of Algerian waters.
Furthermore, concentrating on new samples from the soft
bottoms of the continental shelf could reveal the existence
of additional new species of Algerian marine amphipod
fauna, which for the moment have only been identified at a
genus level (e.g. Cressa, Eriopisella and Syrrhoites and other
species whose identification needs to be confirmed with
additional information). Establishing a reference collection
of the Algerian amphipod species, as well as other invertebrates, is a challenge that future marine researchers in
Algeria must pursue.
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ACKNOWLEDGEMENTS
The authors are grateful to Dr A. Bakalem for his very useful
help, to the captains and the crew of the oceanographic vessel
M.S. ‘Benyahia’ during the campaigns, and to Lisa Spencer for
her help with the English version of this note. They are also
grateful to the referees for their very useful comments on
the first version of this note.
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Correspondence should be addressed to:
J.-C. Dauvin
Université des Sciences et Technologies de Lille
UMR 8187 CNRS LOG
Station Marine de Wimereux
28 avenue Foch
BP 80, 62930 Wimereux
France
email: jean-claude.dauvin@univ-lille1.fr
9
Benthic Indicators for Assessing the Quality Status of Coastal Soft-bottom Communities: Response of
the Different Indices to the Diverse Human Pressures in the Northeastern Atlantic Ocean and
Mediterranean Sea
f
a*
b
b
c
d
e
J.C. Dauvin
S. Alizier , C. Rolet , A. Bakalem , G. Bellan , J.L. G. Gesteira , S. Grimes , J.A. De-la-Ossag
g
Carretero & Y. Del-Pilar-Ruso
a
Université de Caen Basse Normandie, Laboratoire Morphodynamique Continentale et Côtière, UMR CNRS 6143
M2C, 2-4 rue des Tilleuls, F-14000 Caen, France
b
Université de Lille 1, CNRS UMR 8187 LOG, Station Marine de Wimereux, 28 Avenue Maréchal Foch, B.P. 80, F-62930
Wimereux, France
c
Ecole Nationale Supérieure Agronomique (ENSA), Avenue Hassan Badi, 16200, El Harrach, Alger, Algeria
d
Centre d‘Océanologie de Marseille, UMR CNRS DIMAR 6540, Université de la Méditerranée, Station marine
e
d‘Endoume, Rue Batterie des Lions, F-13007 Marseille, France Centro Tecnológico del Mar – Fundación CETMAR,
Eduardo Cabello, s/n, 36208 Vigo, Spain
f
Ecole Nationale Supérieure des Sciences de la Mer et de l‘Aménagement du Littoral (ESSMAL), BP 19, Campus
g
universitaire de Dely Brahim, Bois des Cars, Alger, Algeria Department of Marine Sciences and Applied Biology,
University of Alicante, Ap 99 E-03080 Alicante, Spain
Abstract. The interest in benthic indicators for soft-bottom marine communities has dramatically increased after a rather long
period of relative stagnation due to the need for new tools to assess the status of marine waters, called for by the Clean Water Act and the
Water Framework Directive. Our expertise on benthic communities has permitted us to gather a vast amount of data from diverse water
bodies under unpolluted and polluted conditions (e.g., accidental oil spill, sewage, long-term anthropogenic estuarine constraints) in tidal
estuaries, harbours, and on the coastal shelf from Atlantic Ocean and Mediterranean Sea (i.e., the English Channel, Spain's Atlantic and
Mediterranean coast, France's Atlantic and Mediterranean coast, the Gulf of Marseilles and the Algerian coast). We tested several kinds
of benthic indicators on the various available datasets, such as ―sentinel species, which is a particular species that by its presence or its
relative abundance warns of possible unbalances in the surrounding environment or distortions in community functions. We have also
verified the accuracy of several indices: Shannon-Wiener H‘ diversity, AMBI and BO2A indices, which divide the species into
Ecological Groups, and ITI, which divides the species into trophic groups. We discuss the selection and use of Biological Indicators as
―objective or ―subjective alternatives for assessing soft-bottom communities, characterizing the state of an ecosystem and highlighting
as early as possible the ecosystem's modifications, whether they be natural or provoked by man. We recommend being pragmatic and
giving the most simple method to the research consultancies that are responsible for assessing the benthic quality in numerous impact
studies.
Keywords: Benthic indicators; soft-bottom communities; subjectivity; objectivity; human pressures; site comparison
* Corresponding author: phone +33 2 31 56 57 08; e-mail: jean-claude.dauvin@unicaen.fr
(J.C. Dauvin)
1. Introduction
Since the publication of the Water Framework Directive in 2000 (WFD, 2000/60/EC), the search for more efficient indicators to assess
the quality of the water in water bodies has generated a dramatic increase in the number of papers published. In addition, several
workshops, conferences and colloquiums have been specifically organised on this topic and special sessions in other international forums
participated in this debate. This abundance of research has produced a profusion of relatively new tools (see Devlin et al., 2007; ICES,
2008; Pinto et al., 2009; Borja et al., in press).
Among compartments selected for the bio-indicators, the WFD retained five biological compartments: phytoplankton, macroalgae,
angiosperms, macrozoobenthos and fish. Among these compartments, the macrobenthic indicators were developed the most
significantly, probably because the organisms in this compartment presents a lot of advantages for assessing ecological quality: 1) they are
relatively sedentary; 2) they have relatively long life-spans; 3) they comprise diverse species that exhibit different sensitivities or
tolerances to stress; and 4) they play an important role in cycling nutrients and materials between the underlying sediments and the
overlying water column (Dauvin, 2007; Bellan, 2008; Borja et al., 2008).
Nevertheless, Rakocinski and Zapfe (2005) have underlined several disadvantages of the existing benthic indices based on benthic
organisms: 1) they represent a static expression of an ecological condition, 2) they are not explicitly linked to changes in ecological
function, 3) they may not be specific with respect to different kinds of stressors, 4) they are subject to underlying taxonomic changes
across estuarine gradients, 5) their use can be labour intensive, and 6) they are not applied consistently across bio-geographic provinces.
This last point was recently underlined by Grémare et al. (2009) when these authors compared the efficiency of two indices – AMBI and
BQI – at a European scale.
311
However, the use of macrobenthos as biological indicators had begun several years ago before the WFD. One of the foundation studies
was conducted by Reish five decades ago (1959) on the Los Angeles and Long Beach harbours. The concept of macrobenthic
sensitivity or resistance was inspired by the paradigm of macrobenthos succession in terms of organic enrichment and pollution of the
marine environment (Pearson and Rosenberg, 1978). The paper written by Pearson and Rosenberg (1978) caused numerous discussions
about the conception of indicators and indices used in soft-bottom macrobenthic communities, as well as these developed in the WFD.
However, the increase of organic matter was not the only source of pollution in the sediment; other sources (e.g., metals,
hydrocarbons, dredging deposits) can also affect the structure and functioning of benthic communities.
This is the limitation of Pearson and Rosenberg's concept and, in fact, most of the indicators that are based on the response of benthic
species to increase in organic matter (i.e., most of the benthic indicators). These indicators group the species into several ecological
groups, ranging from the more sensitive species to the more tolerant species with respect to increases in organic matter. In addition,
these ecological groups are based in part on subjective or objective expertise. As a result, most of the biological indicators, and thus
pollution indices that have been created are unreliable. But, this reality does not discourage people from developing, adapting and creating
new indices, especially since the beginning of the year 2000, in spite of their tautology, as Diaz et al. (2004) pointed out.
Nowadays, several papers encourage simplifying the approach, taking into account taxonomy sufficiency (Dauvin et al., 2009; Dauvin
and Ruellet, 2009) or expert judgement (Weisberg et al., 2008; Teixeira et al., 2010). The possibility of using species classifications, like
in the concept of community‘ or biocenoses‘ and/or in the primary pollution studies on the benthic communities, has also been proposed
as an alternative for assessing the ecological quality status of the benthos.
Our expertise on benthic communities has permitted us to gather a vast amount of data from diverse water bodies under unpolluted and
polluted conditions (e.g., accidental oil spills, sewage, long-term anthropogenic estuarine constraints and their local or regional
adaptations including the special environment in transitional water bodies) in various environments, from tidal estuaries and harbours to
the coastal shelf of the Atlantic Ocean and the Mediterranean Sea (i.e., the English Channel, Spain's Atlantic and Mediterranean coast,
France's Atlantic and Mediterranean coast, the Gulf of Marseilles and the Algerian coast). After selecting a dataset that permitted us to
visualize several water bodies under unpolluted or polluted conditions, we aim in this paper to 1) test several kinds of benthic indicators
(i.e., sentinel species‘, Shannon H‘ diversity, AMBI, BO2A and ITI) on the selected dataset, 2) evaluate whether or not the best
professional judgment (BPJ) agree on the assessment of ecological conditions between regions with natural and anthropogenic
constraints, and 3) discuss the subjectivity and objectivity involved in using benthic indicators.
2. Materials and methods
2.1. Sampling sites
Fig 1 - Locations of the sampling sites in the North-eastern Atlantic Ocean and western part of the Mediterranean Sea (BS: Bay of
Seine; BM: Bay of Morlaix; GA: Galicia, CA: Castellon coast; MA: Marseilles harbour; CO: Cortiou emissary; GH: Ghazaouet; OR:
Oran; AR: Arzew; BI: Bou Ismail; AL: Algiers; BE: Bejaia; JI: Jijel; FE: Fetzara; AN: Annaba).
2.1.1. Bay of Seine (Northeast France)
The Seine estuary, which covers approximately 150 km2 at high tide, which is the largest megatidal estuary in the English Channel, is
one of the most human-influenced ecosystems in the North-eastern Atlantic Ocean. This is due to the accumulated disturbances of dykes
and embankments designed to improve navigation, which considerably reduce the surface of the intertidal zone. In addition, the Seine
watershed has the most inhabitants of the watersheds in France, which generates a lot of pollution (e.g., heavy metals, mainly cadmium
312
and lead; PAHs; PCBs; and pesticides) and high levels of nutrients (e.g., nitrates, phosphates). This cocktail helps to place the Seine
estuary among the most contaminated estuaries in the Europe (Dauvin et al., 2007).
Two main subtidal communities have been identified in the lower part of the Seine estuary: 1) an Abra alba-Pectinaria koreni muddy
sand community occupies the external part of the estuary and the entrance to the North and South Channels and features high species
diversity, abundances and biomasses, and 2) a Macoma balthica community inhabits inner subtidal bottoms in the Channel, located in
the polyhaline and mesohaline zones of the estuary, and features low species diversity, abundances and biomasses. During the
COLMATAGE campaigns in September 2008, 11 sites (5-20 m) covering all the salinity gradients in the estuary and a northern-southern
transect were chosen for this study. Five replicates with a Van Veen grab were sampled at each site, and the sediment was sieved on 1
mm mesh.
2.1.2. Bay of Morlaix (Southwest France)
In 1977, a benthic survey concerning temporal changes was undertaken for the long-term monitoring of two soft-bottom communities in
the Bay of Morlaix [Pierre Noire (PN) and Riviere de Morlaix (RM), Western English Channel, France]. A Abra alba-Aponuphis
bilineata fine sand community is located at the PN site in the eastern part of the Bay of Morlaix in Brittany (48°42, 50'N; 3°51, 96'W) at
a depth of 17 m at low tide. A muddy sand Abra alba-Melinna palmata community is found at the RM site (48°39, 27'N; 3°52, 08'W) at
a depth of 10m at low tide in an area under freshwater influence.
Both sites were polluted by hydrocarbons from the Amoco Cadiz wreck in April 1978. However, the spill's impact was more
pronounced at Pierre Noire where amphipods of the genus Ampelisca had dominated prior to the spill (Dauvin, 1998). These
amphipods disappeared in April 1978 just after the sediment was contaminated by hydrocarbons, and the recolonisation of the destroyed
population took 10 years (Dauvin, 1998). Though a small number of amphipods did disappear from the RM site, which before the spill
had been dominated by polychaetes, specifically Melinna palmata and Chaetozone gibber in an estuarine environment with high
natural level of organic matter (Dauvin, 2007), the impact of the Amoco Cadiz oil spill was insignificant (Dauvin, 2000). Ten replicates
with a Smith McIntyre grab were sampled at each site, and the sediment was sieved on 1 mm mesh. For each site, the winter (FebruaryMarch) and summer (August) samples from August 1977 to March 1983 (12 dates) were selected for a total of 24 observations
in the Bay of Morlaix.
2.1.3. Galicia (Ares-Betanzos Ria, Northwest Spain)
The Ares-Betanzos Ria in Galicia in northwest Spain is a double estuarine system covering a surface of 73 km2. Depths range from 2 to
43 m. Sediment is distributed in three principal zones. The inner zone, with depths of < 10m, is dominated by muddy sediments with high
silt and clay content; the central zone, whose depths range between 10m and 30m, is dominated by medium to fine sands, and the mouth
zone, the deepest and most exposed zone of the ria, is dominated by gravel and coarse sand with a notable shell input. Sampling sites
were initiated tthree days after that the Greek tanker Aegean Sea crashed on 3 December 1992 and released 79,000 tons of brent
blend‘ crude oil in an accident occurring just outside the A Coruña harbour.
Two sites (10-15m in depth) X (43°23.90‘N; 8°14.15‘W) and Z (43°23.85‘N; 8°15.75‘W) were selected for this study. They are
located in the sandy central zone of the ria, in an ecotone between the Abra alba and Venus gallina communities (Gomez Gesteira and
Dauvin, 2005). Reported infauna responses after an oil spill include very high initial mortalities in species sensitive to
hydrocarbons, such as crustaceans and especially amphipods, and their subsequent disappearance. Comparable to those observed in
the Amoco Cadiz oil spill in Brittany, this process is followed, 1-3 years after the spill, by a significant increase in the abundance of
opportunistic species, such as polychaetes, which proliferate due to increased organic matter (Gomez Gesteira and Dauvin, 2005). The
first sampling in December 2002 and the last sampling in November 2006, as well as winter (March-April) and summer (July-August) in
2003-2006, were selected for a total of ten dates at each site, thus a total of 20 observations. At each date, six samples were taken with a
1/127 m2 box corer, and the sediment was sieved on 1mm mesh.
2.1.4. Castellon coast (Mediterranean, Northeast Spain)
This study area is located on the Castellon coast (northeast Spain). Five locations affected by sewage outfalls along 40 km of the coast
were analysed. These outfalls correspond to the villages of Vinaroz (VIN), Benicarló (BEN), Peñíscola (PEN), Alcossebre (ALC)
and Torreblanca (TOR). The mean length of the pipelines is 2,138m discharging at mean depth of 14.8 m in fine-sand communities, with
homogeneous bottom sediment and uniform benthic communities. The associated macrofauna were characterized by high
abundances of the bivalve Spisula subtruncata and the tanaid Apseudes latreilli (de-la-Ossa-Carretero et al., 2008, 2009, 2010). For
each location, three distances from the discharge (0 m near the discharge, 200m and 1,000 m) were sampled in summer (July 2006),
coinciding with the highest rate of sewage disposal. Three Van Veen grab samples (400 cm2) were collected at each site, for a total of 15
observations, and the sediment was sieved through a 0.5mm screen mesh.
2.1.5. Marseilles region (Mediterranean, Southwest France)
Marseilles harbour
In the summer of 1965 and 1966, 12 locations in the Marseilles harbour were selected along a polluted-unpolluted gradient: three sites in
the polluted area (inner basins), three sites in a moderately polluted area (inner navigation channel) in the larger basin in the
northern harbour, three sites in a slightly polluted area at depths lower than 15m, and three sites in a slightly polluted area at depths higher
than 15m (Bellan, 1967a). Samples were obtained with a size-one orange-peel bucket grab, which collects approximately 5 dm3 of
sediment over a 0.12 dm² surface. During this period (1965/66), the harbour, especially the inner basins, was severely polluted by
313
hydrocarbons, plants, and few small rivers of sewage, making an ―open- air sewer. Today, these conditions would be no longer tolerated.
The benthic assemblages in the harbours were very similar to the ones found in the Cortiou area, in terms of depth and the nature of the
bottom. It is particularly interesting to note that these assemblages were similar, if not identical, to those observed in the Algerian harbours.
Cortiou discharge
Twelve samples were selected in the area surrounding the Cortiou outfall: six near the canal (i.e., a site sampled in 1965, then the I7 site
sampled regularly during the summer in 1989, 1994, 1995, 1997 and 2001) and six at a certain distance from the canal (i.e., three sites F2,
E6 and D2 sampled respectively in 1976, 1980, 1987, 1994). Sampling was done using the same method than in the Marseilles harbour
(i.e., using a size-one orange-peel bucket grab) (Bellan, 1967 b). Based on the 1965 samples, the spatio-temporal changes between 1970
and 1980 showed that the surface of the polluted zone increased by a factor of 3 and the transitional subnormal zone by a factor
of 10.
After the construction of the primary water-treatment plant in 1987, the macrobenthic populations of the polluted zone, near the canal,
decreased sharply in terms of the number of individuals. The composition of the assemblages began to change in 1992-1993 indicating a
progressive recovery of areas previously degraded, from a community living in a polluted zone to a community living in a transitional
subnormal zone. These changes in the benthic populations indicates that construction of the treatment plant greatly reduced
the contamination in the area and led to the drastic reduction of the surface of the polluted zone and the recovery of the benthos around the
Cortiou region, especially at the sites F2, E6 and D2 (Bellan et al., 1999). The recent (2006) servicing of a secondary water-treatment
plant seems to have increased these patterns.
2.1.6. Algerian coast (Mediterranean, Northern Algeria)
Fine sand communities
Benthic samples were gathered during the 1980s and the beginning of the 1990s in the shallow fine sand communities at depths ranging
from 9m to 40 m, with a sediment median between 85 and 175 µm containing a low percentage of fine particles (i.e., lower than 5 %) in
seven bays along the Algerian coast (Bakalem, 2008). The sandy species characterizing this community were the polychaetes Scoletoma
impatiens and Owenia fusiformis, the phoronid Phoronis psammophila, the bivalves Spisula subtruncata and Venus gallina, and
the amphipods Ampelisca brevicornis and Urothoe spp. Though the fine sand communities occupy the shallow depths in all the
Algerian bays, the surfaces they occupy vary greatly from one bay to another. For example, they occupy only a small area in the Bay of
Oran, are well developed in Jijel and Algiers Bays, and occupy a small strip parallel to the coast in the other bays (Bakalem et al., 2009).
A 0.1 m-2 Van Veen grab was used in Algiers and Jijel Bays, while a 0.1 m-2 Smith McIntyre grab was used in the five other bays. All
the sediment was sieved through a 1mm mesh. Sixteen samples were selected according to the size of the bays and representative to the
entire Algerian coast, i.e. two samples from the Fetzara, Jijel, Bejaia, Bou Ismail, Arzew and Oran bays and four samples from the
Algiers Bay.
Harbours
Twelve harbours were prospected during the 1995-2001 period; all the samples (3m-35 m) were taken in the summer period between 15
June and 15 August. The geographical limits of the sampling were 35°6'N-2°9'00W near the Moroccan border and 36°54'N-8°26'30E
near the Tunisian border (Grimes et al., in press, in preparation). At each site, two replicates of a Van Veen grab covering a total
substratum surface of 0.25 m² were taken, and the sediment was sieved on a 1mm mesh. Fourteen samples were selected for this study:
four from the Annaba and Algiers harbour and two from the Bejaia, Ghazaouet and Oran harbours. These harbours cover the entire
Algerian coast (Grimes et al., in press).
The studies conducted by the METAP (1993, 1994) showed that heavy metal pollution affected the various harbours explored differently,
with the Algiers, Oran and Ghazaouet harbours being the most affected. The first two were polluted by high heavy metal loads inside and
outside the harbours, while in Ghazaouet harbour the concentrations of Zn, Pb, Hg and Cd were greater in the sediments inside the
harbour. In contrast, the port of Bejaia had very significant Cd concentrations in the surface sediments, indicating recent inputs of Cd.
According to Grimes' summary (2003), the ISMAL studies confirmed the 1994 METAP results, showing that, in most of the
cases, high concentrations of metal contaminants were found in surface sediments. Some exceeded accepted standards, which proved
that pollution sources were very restricted. The high zinc concentrations found in the Ghazaouet harbour was related to the presence of a
zinc electrolysis factory. High metal concentrations were found in the sediments of Oran Harbour, particularly for mercury (0.47- 1.21
μg/g), copper (64.95-119.7 µg/g), and zinc (161.75-262.56 µg/g) (217.85 -64.95-119.7 µg/g) The Algiers harbour showed critical levels,
especially for copper (112.01-39.93 µg/g) zinc (338.342-103.737 µg/g) and cadmium (0.883-0.225 µg/g). These concentrations made the
port of Algiers a high risk zone.
In Bejaia harbour, the maritime traffic, port activity, urban discharges from the city of Bejaia flowing into the harbour and biogenic
particles were main sources of inorganic pollution. Zinc contamination (186.93 - 61.11 µg/g). In this harbour, contamination
reflected the combined influence of uncontrolled sewage and industrial discharges (ENCG UP7, ECOTEX, UNGG UP8) into the
waterway Oued Soummam and into the harbour, before being directed towards the marine environment. Metal pollution in this area was
mainly expressed in the copper and manganese. The organic material from sewage of the city of Bejaia affected the water quality of the
Gulf of Bejaia.
The Annaba region is polluted by heavy metals as well as hydrocarbons. Water pollution mainly comes from industrial discharges
into the harbour and urban sewage passing into all the major rivers. All the factory discharges go into the Gulf of Annaba, through
through both waterways, Oued Seybouse and Oued Boudjemâa.
314
2.2. Quality Status Assessment
2.2.1. Benthic indicators
The benthic indicators assessed in this paper can be divided into three categories:
1. Indicators strictly based on ecological groups: Developed by Borja et al. (2000), the AMBI (AZTI Marine Biotic Index) analyzes the
proportions of five ecological groups (using the species list published on the AZTI website in February 2010) according to a gradient of
organic matter enrichment (Pearson and Rosenberg, 1978); it was calculated according to the guidelines of Borja and Muxika (2005).
The BO2A (Benthic Opportunistic Annelida Amphipods index) (Dauvin and Ruellet, 2007, 2009) was also calculated; this indicator
respects the principle of taxonomic sufficiency and uses only two well-known zoological groups as
ndicatorspecies, consequently
limiting the misclassification of taxa caused by too many ecological groups.
2. Indicators strictly based on trophic groups: The primary indicator in this group is the ITI (Infaunal Trophic Index; Mearns and Word,
1982), which holds that the ecological quality of the community increases with the dominance of suspension feeders and decreases with
the dominance of subsurface deposit feeders.
3. Indicators strictly based on diversity: The main indicator in this category is H‘ (the Shannon Index with log2) proposed by Shannon
(1948). It was used based on the theory of information, as proposed in the original text. The five ECOlogical Quality Status (EcoQS)
classes suggested by the WFD were also used in this study: high (in blue) for unpolluted sites, good (in green) for slightly polluted sites,
moderate (in yellow) for moderately polluted sites, poor ‗in orange) for heavily polluted sites, and bad (in red) for extremely polluted or
azoic sites. The thresholds used in this paper are reported in Table 1 (Ruellet and Dauvin, 2007), (i.e. those defined by Borja et al. (2000)
for AMBI, Vincent et al. (2002) for H‘ indicator and de-la-Ossa-Carretero and Dauvin (in press) for the BO2A. For the ITI, only three
EcoQSs were used: degraded for sites with a dominance of subsurface deposit feeders, perturbed for sites showing miscellaneous trophic
groups (e.g., subsurface deposit feeders, deposit feeders and suspension feeders), and normal for sites with a dominance of suspension
feeders.
Table 1. Threshold values between the five ecological statuses considered for the selected benthic indicators: AMBI,
BO2A, H’, and ITI (see text for definitions and references for the threshold levels).
AMBI
BO2A
H’
ITI
High
0-1.2
0.00000-0.01950
+∞-4.00
Good
1.2-3.3
0.001951-0.13100
4.00-3.00
Normal
60-100
Moderate
3.3-4.3
0.13101-0.19804
3.00-2.00
Perturbed
30-60
Poor
4.3-5.5
0.19804-0.26155
2.00-1.00
Degraded
0-30
Bad
5.5-7.0
0.26155-0.30103
1.00-0.00
2.2.2. Sentinel species and other species categories
Dauvin et al. (2010) have recently reviewed the definition of different terms used to characterize the species in the field of benthic
indicators: sensitive species, tolerant species, opportunistic species, indifferent species, indicative species, indicator species, pollution
indicator species, and sentinel species. For this paper, we chose the term, sentinel species, a particular species that by its presence or its
relative abundance "warns" an observer about possible imbalances in the surrounding environment and/or alterations of the community
functions. In this study, we chose to take into account two kinds of sentinel species: those that indicate an increase in organic matter
(e.g., Capitella capitata complex, Malacoceros (Scolelepis) fuliginosa, Neanthes (Nereis) caudata complex, Cirriformia
(Audouinia) tentaculata, Schistomeringos (Dorvillea, Staurocephalus) rudolphi among the polychaetes and Corbula gibba among the
bivalves), and those that are known to be very sensitive to disturbance (i.e., the amphipods Ampelisca).
2.2.3. Best Professional Judgement
Recent assessments of benthic macrofauna community conditions using ‗best professional judgement‘ (BPJ) (Weisberg et al., 2008;
Teixeira et al., 2010) has revealed that experts, based on their experience, are able to evaluate the quality status of benthic samples using
four categories with a high degree of agreement. They also able to rank samples from best to worst condition (Teixeira et al., 2000) with a
good degree of agreement, though the agreement was better for samples at the extremes of the disturbance gradient.
Four experts (AB, GB, JCD, and SG), who have experience in benthic monitoring rangeing from 15 to 50 years, assigned a blind score to
each of the 124 sites. This score was composed of one of the four condition categories based on narrative description, as suggested in
Teixeira et al. (2010): 1) unaffected community (high and good states of the WFD), 2) marginal deviation from unaffected (moderate
status of the WFD), 3) affected (poor status of the WFD), and 4) very affected (bad of the WFD). For this score, they were given only the
315
lists of species with the number of individuals of each species, without any other information about the sample locations. The four experts
were also asked to identify the criteria used in their judgement as 1) very important, 2) important but secondary, 3) marginally important,
and 4) useful, but only to interpret other criteria. The seven criteria used by these experts to categorize samples were: 1) presence of
opportunistic species, 2) presence of tolerant species, 3) presence of sensitive species, 4) number of taxa present in the sample, 5) total
abundance in the sample, 6) abundance dominance patterns by opportunistic species, and 7) abundance dominance pattern by sentinel
species.
2.2.4. Statistical analysis
A Mann–Whitney–Wilcoxon (MWW) non-parametric test was used for assessing whether two series of diagnoses have equal values.
In other words, there were no significant differences between the assessments (EcoQS) (Scherrer, 1984). MWM tests were performed
between the benthic indicator assessments (e.g., H‘ versus AMBI) for paired samples and between the diagnoses of the four experts (p
level <0.1%) for independent samples. For the BPJ, a weighted Kappa analysis (Cohen, 1960; Landis and Kosch, 1977) was used to
analyse the agreement among all the experts and mean assessed condition with respect to each expert. The Kappa analysis methodology
proposed by Borja et al. (2007) was employed. The equivalence table from Monserud and Leemans (1992) was used to establish the
level of agreement. In addition, since the importance of misclassification is not the same between close categories (e.g., unaffected and
affected) as between distant categories (e.g., between unaffected and severely affected), we chose to apply Fleiss–Cohen weights
(Fleiss and Cohen, 1973) to the analysis to decrease the importance of misclassification between close categories and increase the
importance between distant categories.
3. Results
3.1. General pattern of the dataset
Due to the very different origins of the records, from severe perturbed environments to normal conditions, but also to different types of
sampling gears and surface sampled in each site, the specific richness (SR) and number of collected specimens varied greatly for the 124
selected samples (Appendix A; Fig. 2a). In fact, the SR varied from 0 in the navigational channel of the Seine estuary in an azoic zone
due to the continuous dredging to allow access to Rouen harbour, located at 120 km from the sea, to 133 in August 1980 and August
1982 at the Pierre Noire site (Bay of Morlaix). The SR displayed a Gaussian form, and most of the samples showed an intermediate SR
ranging between 30 and 60 (Fig. 2a). The number of individuals also varies from 0, in the same site in the Seine estuary as the SR, to
37,658 in August 1977 at the Pierre Noire site (Fig. 2b). The samples showed two maximums according their abundances: about 30% of
the samples with a number of individuals ranging between 100 and 500 and about 30% of the samples with a number of individuals
ranging between 1,000 and 5,000 (Fig. 2b).
As Dauvin and Ruellet (2007) have suggested previously, the sites with a number of individuals < 20 were excluded in the assessment.
There were three sites excluded: two from the navigational channel of the Seine estuary and one in the Marseilles harbour where
Capitella capitata was the only species sampled, with six specimens. Consequently, the total numbers of sites considered in our statistical
analyses were 121 of the total 124.
Fig. 2 - Distribution of the 124 selected samples a) according to the species richness and b) according to the number of
individuals.
316
3.2. Assessment using benthic indicators
Figure 3 shows the number of samples corresponding to the five EcoQS given by H‘, AMBI and BO2A. They were mainly classified as
High and Good status (more than > 50 %), Poor and Bad Status were less represented: they were mostly located in Marseilles harbour,
the Cortiou outfall and the Algerian harbours (Appendix A; Table 2). H‘ appears to be the most optimistic index, followed by AMBI and
BO2A. BO2A gave more Poor and Bad statuses than AMBI. For the ITI, 93 samples showed an intermediate perturbed status (76.8 %),
20 samples showed a normal status (16.6 %), and only eight (6.6 %) corresponded to degraded samples.
If the five EcoQS are taken into consideration, the MWW tests for paired samples showed that there were no significant differences
between the assessment given by H‘, AMBI and BO2A, meaning that there was a good concordance among the three indicators. In order
to compare these results with the ITI results, the High and Good status (corresponding to the Normal status of ITI), and the Poor and Bad
status (corresponding to the Degraded status of ITI) were pooled; the Moderate status was not changed and corresponded to the
Perturbed status of ITI. The MWW tests for paired samples showed that only H‘ and BO2A gave similar statuses (i.e., there was no
significant difference between their assessments), while all comparisons gave significantly different assessments. Table 2
illustrates clearly the divergence of diagnoses among these indicators. Nevertheless, in the case of samples collected in some sites
(e.g., in Spain), the three indicators (H‘, AMBI and BO2A) gave very similar diagnoses, despite the Aegean oil spill in Galicia and
despite the presence of sewage pollution along the Castellon coast. The diagnoses were more divergent for more stressed sites: in the Bay
of Morlaix with the Amoco Cadiz oil spill, in the Marseilles harbour and the Cortiou canal, and in the Algerian harbours.
Clearly, the ITI based on the trophic groups of species with only three status was more divergent that the other indicators for assessing the
EcoQS (Table 2). This divergence was also related to the fact that this index produced most of the perturbed status (mean).
Table 2. Number of samples used by the different benthic indicators for assessing the EcoQS in the different sites. For
the Shannon H’, AMBI and BO2A indicators: HG – pooled High and Good assessment, M – Moderate assessment, BP
– pooled Bad and Poor assessment. For the ITI, N – Normal, P – Perturbed, and D – Degraded.
Site
N of samples
Bay of Seine, France
9
Bay of Morlaix, Pierre Noire, France
12
Bay of Morlaix, Rivière de Morlaix, France
12
Galicia, Spain
20
Castellon coast, Spain
15
Marseilles Harbour, France
H’
AMBI
BO2A
ITI
4 HG
3M
2 BP
9 HG
2M
1 BP
3 HG
7M
2 BP
9 HG
11 HG
1M
2 HG
10 M
-
7 HG
2M
11 HG
1 BP
1HG
2M
9 BP
2N
6P
1D
3N
9P
12 P
-
20 HG
15 HG
-
20 HG
15 HG
-
20 HG
15 HG
-
1N
19 P
3N
12 P
-
11
2 HG
6M
3 BP
7 HG
4 BP
4 HG
4M
3 BP
2N
7P
2D
Cortiou outfall, Marseilles, France
12
9 HG
1M
2 BP
10 HG
2 BP
7 HG
3M
2 BP
2N
9P
1D
Algerian harbours, Algeria
14
5 HG
1M
8 BP
4 HG
6M
4 BP
7 HG
2M
5 BP
3N
10 P
1D
Algerian coast, Algeria
16
11 HG
3M
2 BP
16 HG
-
16 HG
-
5N
9P
2D
317
Fig. 3 - Number of samples corresponding to the five EcoQS produced by H‘, AMBI and BO2A (total: 121 samples)
3.3. Sentinel species
The percentages of two kinds of sentinel species are represented according to the five EcoQS produced by H‘, AMBI and BO2A in
figures 4 and 5. Only the percentages > 1% were taken into account in the figures (see Appendix A for the raw data). There was a general
trend showing that low dominance of opportunistic species (Fig. 4) was associated mainly with High and Good EcoQS, while Poor and
Bad EcoQS were associated with high dominance, probably indicating high level of organic matter in the sediment. This pattern was
more accurate for AMBI than for H‘ and BO2A. Conversely, Ampelisca were mainly present in cases of High and Good EcoQS, except
two samples from the Bay of Morlaix, which were taken after the Amoco Cadiz oil spill during post-spill colonisation of the Ampelisca
and a summer proliferation of the tolerant polychaete species Pseudopolydora pulchra when while Poor or Bad EcoQS were identified by
H‘ and BO2A (Fig. 5). AMBI showed more accurate relationship than both of the other indicators (H‘ and BO2A) (Fig. 5).
318
Fig. 4 - Percentage of the sentinel opportunistic species (samples with a % > 1) in the samples versus the five Ecological Quality
Status given by a) Shannon H‘, b) AMBI and c) BO2A.
319
Fig. 5 - Percentage of the sentinel sensitive Ampelisca species (samples with a % > 1) in the samples versus the five
Ecological Quality Status given by a) Shannon H‘, b) AMBI and c) BO2A.
3.4. Best Professional Judgement (BPJ)
Table 3 gives the four categories assigned by the four benthic experts to each of the 124 samples selected in the dataset: 1 – unaffected
(green); 2 – marginal deviation from unaffected (yellow); 3 – affected (orange) and 4 – severely affected (red). The experts were in a
perfect agreement for 51 samples (41%), and only one expert differed from the three others for 46 (37 %) other samples, so there was
good agreement between experts in more than three cases out of four. The results of the MWW tests for independent samples showed
that there were no significant differences between the assessments given by the four experts, which means that there was a high level of
agreement among the experts. Similarly, the results of Kappa agreement analysis (Table 4) indicated a high level of agreement among
experts. The experts had a ―very good level of agreement, and this agreement was ―almost perfect comparing each expert assessment
with the mean assessed condition.
Table 5 gives the rank of the criteria used by the four experts. All the experts thought the presence of opportunistic species was very
important (1), and found the total abundance in the samples only useful (4). They thought that the presence of sensitive species was very
important or important. Three of the experts judged the dominance by opportunistic species to be very important, and the presence of
tolerant species as important. For the other criteria, the experts had more divergent opinions.
320
4. Discussion
As underlined by several authors (see Diaz et al., 2004; Devlin et al., 2007), there has been a dramatic increase of indicators for
assessing the quality of benthic ecosystem. In some specific cases, such as for transitional waters and for estuaries [due to the
Paradox of estuarine quality (Dauvin, 2007; Elliott and Quitino, 2007)], this dramatic increase appeared necessary. However, as
suggested by Diaz et al (2004), in other cases, there was an inflation of newly proposed indices or rearrangements of existing indices only
to adapt them to local or regional conditions. Consequently, complicated indices continue to be proposed and published (see Dauvin
et al., 2010).
Faced with this reality, two main questions have been raised: 1) Is it necessary to use complicated indices to assess the quality of benthos?
and 2) What are the respective parts of subjectivity and objectivity in the assessment of benthic quality status? To answer these questions,
the main objective of this paper was to test the ability of the several kinds of benthic indicators, sentinel species and Best Professional
Judgment (BPJ) to assess the quality of soft-bottom benthic communities. This exercise was performed on a dataset of benthic samples
that were characterized by several shallow water sites and harbours, in unpolluted or polluted conditions.
Statistical tests showed that the three chosen indices H‘, AMBI and BO2A gave similar EcoQS, with both AMBI and BO2A often giving
the same assessment for many samples (see Appendix A). The ITI approach was based on different concept, and we do not recommend
using this index for assessing benthic EcoQS. Many recent papers (Labrune et al., 2006; Blanchet et al., 2008; Borja and Dauer, 2008;
Borja et al., 2008; Bakalem et al., 2009; Dauvin et al., 2009; Grémare et al., 2009; Ranasinghe et al., 2009) have highlighted the
differences in assessments produced by the various benthic indicators. These differences are caused by several thing, for example, the
indicators do not use the same method for species classification (e.g., the AMBI classifies species into Ecological Groups; the ITI
classifies species into Trophic Groups; or the H‘ Shannon diversity index uses the numbers of species and individuals in a sample).
Some authors have also promoted the use of numerous indices and multi-criteria approaches for a better assessment of Ecological
Quality (Muxika et al., 2007; Blanchet et al., 2008; Borja et al., in press). Most of the benthic experts recognized that there was certain
subjectivity to classifying species into ecological and biological groups. They also recognized the need to encourage studies on the role
of benthic species in the functioning of benthic ecosystem (i.e., what they really consume, what is their degree of sensitivity or tolerance
to diverse kinds of pollution (Dauvin et al., 2010). In addition, Grémare et al. (2009) has pointed out that the use of a single universal
sensitivity/tolerance list for different geographical areas appears to be inappropriate since benthic species are able to adapt their behaviour
to local or regional environmental conditions. This suggested capacity of species adaptation to geographical and environmental
conditions and probably to species interactions is incompatible with the concept of a worldwide index, at least for those using the
species level of identification in their computation.
In fact, most of the benthic indicators need to identify the individuals to the species level. However, as underlined in several recent
papers (Boreo, 2010), the number of taxonomists has decreased dramatically, and in the future, it will no doubt be difficult to correctly
denominate all the species found in macrobenthic communities (Dauvin, 2005). Environmental impact assessments are often conducted
by research consultancies operated by generalists who do not have sufficient species expertise to correctly identify the fauna in the study
sites. Despite this lack of expertise, they continue to establish extensive lists of species for those paying for the study (Dauvin, 2005).
Using the Taxonomic Sufficiency (TS) concept can reduce errors in assigning the EcoQS, especially if ecological groups are used, as in
AMBI (Dauvin et al., 2010). Both BOPA and BO2A (Dauvin and Ruellet, 2007, 2009) use the TS concept and can be employed in
coastal and estuarine environments with success. Using only the ratio between amphipods and opportunistic annelids, BO2A is a
good alternative when the level of identification of the species is doubtful.
The dominance of sentinel species used in this study appears to be inadequate for producing an accurate assessment of soft-bottom
communities; nevertheless, their presence and dominance was used by the experts for their Best Professional Judgement (Table 5). For
the observer, sentinel species play an important warning‘ role with respect to possible imbalances in the surrounding environment
or distortions in the functioning of a benthic community. In fact, opportunistic species were present in many samples with low
abundances; these species in reserve‘ can rapidly increase their populations when favourable conditions (i.e., an increase of organic
matter) suddenly arise. This is the typical behaviour of opportunistic species with an ‗r‘ demographic strategy. Conversely, the presence
and the dominance of the species sensitive to hydrocarbons and organic matter, such as amphipod Ampelisca, give information about
the improved quality of benthic environment. However, their absence is not sufficient in and of itself to prove the community is affected.
Another difficulty with our large dataset of samples is that some of the samples had a very low value for species richness and/or a very
low number of individuals. Our experience highlights three main problems that could be the source of poor samples:
-
Hydrodynamism or anoxic conditions – sediment composition and the quantity of organic matter in the sediment can permit to
identify the real cause;
Natural and/or anthropogenic constraints – fauna may be rare due to natural constraints, either physical and/or chemical, or
anthropogenic constraints, such as dredging in harbours or navigational channels;
Sample size – The size of the sample may be too small. Since most of the indicators using macrobenthic fauna are based on species
richness and species abundances and/or the total numbers of species and individuals in a sample, we suggest that samples with
abundance lower than 20 individuals not be taken into account in the EcoQS assessment.
These problems make giving a diagnosis difficult for such poor samples. The BPJ exercise performed for this study confirmed the
previous studies of Weisberg et al. (2008) and Teixeira et al. (2009) on the pertinence and accuracy of such approach. This confirmation
was probably due to similar professional knowledge of the benthic experts and their high level of appropriation of the Pearson and
Rosenberg paradigm concerning the response of a benthic community to increases in organic matter. Our study of several kinds of sites
affected by the different disturbances permitted us to make several general observations:
321
- Indicators, BPJ and opportunist sentinel species are highly appropriate for use in polluted harbours and large outfalls (e.g.,
the Cortiou outfall) and give an objective assessment. This was probably related to the low hydrodynamism, the large discharge
quantity and the storage of organic matter in the sediment.
- Indicators and BPJ are not sufficiently sensitive to identify any disturbances in cases of low quantities of organic matter
discharge or other sources of chronic sources of pollution (i.e., input of metals and organic contaminants) in coastal waters, for example,
along the Castellon coast and in the Seine estuary where the benthos appeared in High or Good condition in spite of a very highly
contaminated environment (Dauvin et al., 2007). Only the zones in the navigational channel under dredging and low salinity conditions
were identified as disturbed.
- The Algerian coastal bays and gulfs appear to have a good ecological quality at the end of the 1980s and the beginning of the
1990s, so the sampling sites from this period could be used later as reference sites (Bakalem et al., 2009).
- The presence of high abundances of tolerant species in estuarine conditions makes it difficult to differentiate polluted areas,
like in the Rivière de Morlaix site (Bay of Morlaix) where the polychaete Chaetozone gibber, dominant in normal conditions‘, hides the
effect of the Amoco Cadiz oil spill. In fact, such transitional environments constitute variable ecosystems that are naturally
organically rich, andthus the biota is similar to anthropogenically organically rich areas. This observation was the catalyst for the concept
of “estuarine quality paradox‘ (Dauvin, 2007; Elliott and Quintino, 2007): the dominant estuarine community is adapted to and
reflects the high spatial and temporal variability of highly naturally-stressed areas. This community has features very similar to those
found in anthropogenically-stressed areas, thus making it difficult to detect anthropogenically-induced stress in estuaries‘. Because of this,
there is a danger that any indicators based on these features and used to plan environmental improvements will be flawed.
- The existing indicators based on classifying the species in Ecological Groups (e.g., AMBI) are not likely to identify the effects of oil
spills on benthic communities. In both oil spills — the Amoco Cadiz off the northern coast of Brittany in France and the Aegean Sea off
the Ares-Betanzos Ria in Galicia in northwest Spain — the main effects on soft-bottom fine muddy fine sand communities were the
disappearance of the sensitive amphipod species, especially the species of the genus Ampelisca, due to hydrocarbon toxicity (Dauvin,
1998; Gomez Gesteira and Dauvin, 2005). Just after the spill, some Ampelisca specimens survived in the communities that had high
species richness and abundance values. There were very limited increases in opportunistic species, except in the Bay of Morlaix,
where the opportunistic polychaeta Pseudopolydora pulchra proliferated in 1982, four years after the spill. Moreover, this peak of
abundance was identified only for a very short summer period, which demonstrated that surveys following oil spills must be designed
with a suitably high yearly frequency (i.e., monthly or quarterly) and for a sufficiently long period of time after a spill. The recovery time
of soft-bottom communities after an oil spill is about 7-10 years (Dauvin, 1998, 2010).
- Shannon H‘ diversity index is not appropriate for detecting stressed or polluted environments. In this study, it was too sensitive to
species richness and to total abundances in the samples. In the case of the Pierre Noire site, H‘ was relatively low before the spill (2.2- 2.3,
which corresponds to a Moderate status), increased just after the spill to reach 3.7-4.9, which corresponds Good and High status, and then
decreased dramatically during the summer peak of the polychaete Pseudopolydora pulchra (1.13 in August 1982, Poor Status, Appendix
A). At Rivière de Morlaix, H‘ remained ineffective due to the dominance of the tolerant Chaetozone gibber species, while in the AresBetanzos Ria (Galicia in northwest Spain), H‘ always had elevated values (3.8-5.4), which correspond to Good and High Status.
The question of the Ecological Quality Status of benthic communities has been associated to an Ecological Quality Ratio (i.e., the
ratio between the quality observed in a site and a reference site). Discussed by Borja and Muxika (2005) and Muxika et al. (2007), these
reference sites are not easy to determine, especially in stressed environments such as harbours and transitional waters. Often, the
best‘ sample in terms of species richness and the Shannon H‘ diversity index are selected as a reference (Grimes et al., in press). It is
clear that observations before a stress, such as in the case of the Amoco Cadiz oil spill (Dauvin, 1998, 2000), permit the effect of a
disturbance to be measured.
The accumulated data for along the North-Atlantic coast and along the Algerian coast in the western Mediterranean Sea (Bakalem et al.,
2009; Grimes et al., in press) guarantee the knowledge of the benthic status at a certain period but do not necessarily represent a reference
status without human activities. In fact, most of the coastal and transitional waters have been subjected to anthropogenic influence for
more than one century, and it is very difficult and probably impossible to find any marine coast that has not been influenced by man.
Long-term survey of some benthic sites would also insure very interesting information about the resistance and resilience of
communities and measurements of the range of the natural climatic fluctuations of coastal ecosystems. Such data are often
necessary to measure precisely the impact of pollution (Dauvin, 2010). Since the macrobenthos is an excellent candidate for
determining the Ecological Quality Status of the surrounding water masses, we propose for the future some practical recommendations
mainly for the research consultancies that are responsible for assessing benthic quality in numerous impact studies. We suggest:
- consulting existing databases, such as the MacroBen database (Grémare et al., 2009), to identify the range of demographic
benthic parameters (e.g., species richness, abundance, dominant species) in many different areas (e.g., open waters, bays and transitional
waters where the human impact is low);
- requesting the Best Professional Judgement of experts involved in benthic quality assessment, if available, as a first approach;
- identifying taxa at least at a family level, which permits the Benthic Quality Status to be assessed on at least two types of
indicators: those based on Ecological Groups, such as AMBI or BO2A, because they are easy to use and are rooted in the Taxonomic
Sufficiency principle; and those based on the diversity, such as the Shannon diversity index H‘, which shows moderate changes when
calculated at a species, genus or family level (Dauvin et al., 2009).
We do not recommend the use of the ITI for benthic quality assessment.
In summary, it appears that biotic indices privilege the identification of species resistant and tolerant to anthropogenic
disturbance. Whether developed objectively‘ or subjectively‘, the indices serve only to reinforce this disturbance phenomenon,
which contributes to highlighting the species that resist the disturbances (Dauvin et al., 2010). The existing approaches to assess the
322
EcoQS remained perfectible, including subjective ones. For the future, we encourage the research consultancies that are mostly
responsible for assessing benthic quality in numerous impact studies to use simple pragmatic methods. When the EcoQS of a benthic
community is assessed, the question is neither to identify the biodiversity of this community, nor to furnish elements about the benthic
ecosystem functioning. Clearly, best professional judgement and taxonomic sufficiency should be encouraged in such diagnostic
approaches.
Acknowledgments
The authors thank all the persons who participated in collecting and sorting benthic invertebrates, as well as Dr. Angel Borja
(AZTI Tecnalia) for providing access to the Excel software sheet used to compute the Kappa analysis results. This research is a part of
Jean- Claude Dauvin's contribution on the benthic indices for the BEEST LITEAU project, funded by the French Ministry of Ecology,
Energy, Sustainable Development and Sea (MEEDDM) and the three regional Water Agencies: Seine Normandie, Bretagne-Pays de
Loire and Adour Garonne.
Appendix A. Supplementary data
Supplementary data associated with this article can be found, in the online version, at doi:10.1016/j.ecolind. (to be completed).
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325
ANNEXE 3. MISSIONS EN MER ET COORDONNEES DES STATIONS
Le navire de recherche océanographique le « M.S. Benyahia » de l’Ecole Nationale Supérieure des
Sciences de la Mer et de l’Aménagement du Littoral (ENSSMAL Ex. ISMAL) utilisé pour les
campagnes d’échantillonnage du benthos entre 1995 et 2001.
NOM
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Baie de Bou Ismail
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CODE
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3
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5
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30
31
32
33
34
35
36
X
2,42
2,44
2,44
2,43
2,45
2,46
2,46
2,47
2,51
2,51
2,50
2,50
2,61
2,60
2,59
2,59
2,63
2,64
2,65
2,66
2,67
2,68
2,69
2,73
2,72
2,71
2,74
2,75
2,76
2,78
2,79
2,80
2,83
2,82
2,81
2,85
Y
NOM
CODE
X
Y
36,66
36,67
36,65
36,61
36,61
36,64
36,66
36,68
36,66
36,63
36,62
36,60
36,62
36,63
36,64
36,66
36,69
36,66
36,64
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36,71
36,69
36,66
36,68
36,70
36,73
36,74
36,72
36,70
36,76
36,74
36,72
36,76
36,77
36,79
36,81
Baie de Bou Ismail
Baie de Bou Ismail
Baie de Bou Ismail
Baie de Bou Ismail
Baie de Bou Ismail
Baie de Bou Ismail
Baie de Bou Ismail
Golfe de Béjaia
Golfe de Béjaia
Golfe de Béjaia
Golfe de Béjaia
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Golfe de Béjaia
Golfe de Béjaia
Golfe de Béjaia
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Golfe de Béjaia
Golfe de Béjaia
Golfe de Béjaia
Golfe de Béjaia
Golfe de Béjaia
Golfe de Béjaia
Golfe de Béjaia
Golfe de Skikda
Golfe de Skikda
Golfe de Skikda
Golfe de Skikda
Golfe de Skikda
Golfe de Skikda
Golfe de Skikda
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Golfe de Annaba
Golfe de Annaba
37
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A
B
C
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1
2
6
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9
10
11
12
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14
15
BB
BA
SA
SB
SC
3
7
8
1
12
14
2
34
29
2,87
2,88
2,88
2,87
2,70
2,74
2,78
5,08
5,13
5,18
5,19
5,22
5,22
5,26
5,27
5,29
5,34
5,35
5,35
5,41
5,41
5,41
5,23
5,10
6,86
6,93
6,99
6,91
6,94
6,95
6,97
6,99
7,04
7,01
7,80
7,82
36,80
36,79
36,81
36,82
36,76
36,78
36,80
36,79
36,76
36,68
36,69
36,73
36,66
36,65
36,68
36,72
36,66
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36,72
36,94
36,89
36,90
36,92
36,90
36,92
36,96
36,93
36,92
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36,90
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NOM
CODE
X
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Golfe de Annaba
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Golfe de Annaba
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Golfe de Annaba
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32
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39
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41
46
45
7,82
7,82
7,82
7,82
7,87
7,87
7,87
7,87
7,87
7,94
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7,94
7,94
8,00
8,00
8,00
8,00
8,00
8,22
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8,21
8,06
8,06
8,06
8,06
8,13
8,13
8,13
8,17
8,17
8,17
-0,76
-0,76
-0,75
-0,75
-0,73
-0,73
-0,72
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-0,71
-0,70
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-0,57
-0,58
-0,59
-0,59
-0,55
-0,56
36,88
36,90
36,93
36,96
36,85
36,88
36,91
36,94
36,97
36,85
36,88
36,91
36,94
36,97
36,86
36,88
36,91
36,94
36,96
36,96
36,97
36,95
36,89
36,96
36,94
36,92
36,97
36,94
36,92
36,96
36,94
36,97
35,78
35,76
35,75
35,79
35,77
35,75
35,80
35,78
35,77
35,76
35,74
35,73
35,72
35,72
35,76
35,77
35,79
35,76
35,78
35,72
35,76
35,80
35,81
35,77
35,78
35,79
35,77
35,82
35,80
35,80
35,77
35,79
35,81
35,82
35,78
35,79
NOM
Golfe d'Oran
Golfe d'Oran
Golfe d'Oran
Golfe d'Oran
Golfe d'Oran
Golfe d'Oran
Golfe d'Oran
Golfe d'Oran
Golfe d'Oran
Golfe d'Oran
Golfe d'Oran
Golfe d'Oran
Golfe d'Oran
Golfe d'Oran
Golfe d'Oran
Golfe d'Oran
Golfe d'Oran
Golfe d'Oran
Golfe d'Oran
Golfe d'Arzew
Golfe d'Arzew
Golfe d'Arzew
Golfe d'Arzew
Golfe d'Arzew
Golfe d'Arzew
Golfe d'Arzew
Golfe d'Arzew
Golfe d'Arzew
Golfe d'Arzew
Golfe d'Arzew
Golfe d'Arzew
Golfe d'Arzew
Golfe d'Arzew
Golfe d'Arzew
Golfe d'Arzew
Golfe d'Arzew
Golfe d'Arzew
Golfe d'Arzew
Golfe d'Arzew
Golfe d'Arzew
Golfe d'Arzew
Golf de Ghazaouat
Golf de Ghazaouat
Golf de Ghazaouat
Golf de Ghazaouat
Golf de Ghazaouat
Golf de Ghazaouat
Golf de Ghazaouat
Golf de Ghazaouat
Golf de Ghazaouat
Golf de Ghazaouat
Golf de Ghazaouat
Golf de Ghazaouat
Golf de Ghazaouat
Golf de Ghazaouat
Golf de Ghazaouat
Golf de Ghazaouat
Golf de Ghazaouat
Golf de Ghazaouat
Golf de Ghazaouat
Golf de Ghazaouat
Golf de Ghazaouat
Golf de Ghazaouat
Golf de Ghazaouat
Golf de Ghazaouat
Golf de Ghazaouat
Golf de Ghazaouat
Golf de Ghazaouat
Golf de Ghazaouat
Golf de Ghazaouat
CODE
44
43
42
47
48
49
50
51
57
56
55
54
53
52
58
59
60
61
62
20
1
2
3
23
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
15
16
17
18
29
21
17
18
19
22
21
20
23
24
25
28
27
26
29
15
14
13
16
10
11
12
9
8
7
6
5
4
3
2
1
X
-0,57
-0,57
-0,58
-0,53
-0,54
-0,54
-0,55
-0,56
-0,51
-0,51
-0,52
-0,52
-0,53
-0,53
-0,49
-0,50
-0,51
-0,50
-0,50
-0,28
-0,21
-0,21
-0,21
-0,17
-0,17
-0,17
-0,17
-0,13
-0,13
-0,13
-0,10
-0,07
-0,07
-0,08
-0,01
-0,01
-0,01
0,05
0,04
0,09
0,07
-1,87
-1,87
-1,87
-1,82
-1,82
-1,82
-1,79
-1,79
-1,78
-1,76
-1,76
-1,76
-1,70
-1,91
-1,91
-1,91
-1,94
-1,96
-1,96
-1,96
-1,98
-2,00
-2,00
-2,00
-2,02
-2,02
-2,08
-2,07
-2,11
Y
35,81
35,82
35,83
35,79
35,80
35,82
35,83
35,84
35,79
35,81
35,82
35,83
35,84
35,85
35,83
35,84
35,86
35,87
35,88
35,87
35,82
35,85
35,88
35,81
35,83
35,85
35,88
35,81
35,84
35,87
35,82
35,82
35,85
35,88
35,85
35,87
35,89
35,91
35,93
35,98
35,99
35,11
35,14
35,18
35,13
35,16
35,19
35,13
35,16
35,19
35,13
35,16
35,19
35,18
35,10
35,14
35,17
35,09
35,08
35,12
35,16
35,08
35,08
35,11
35,15
35,10
35,15
35,09
35,15
35,10
327
ANNEXE 4. Exemple de sortie du PRIMER
Présentation du Logiciel avec des exemples de sorties pour des inputs dans le BENTAL.
328
ANNEXE 5. Paramètres physico-chimiques (valeurs moyennes, minimales et maximales de la température (C°), de la salinité (p.s.u), de l’oxygène
dissous (ml.l-1) et du pH des eaux de fonds des ports algériens mesurées entre 1995 et 2001).
Port d'Oran (1995)
T: 22-17,8 (19,42)
S: 36,95-35,2 (35,85)
O: 7,3-4,7 (6,07)
Port d'Oran (1996)
T : 26,3- 22,4 (24,94)
S: 35,89-35,32 (35,65)
O: 6,6-5,3 (5,97)
Port d'Oran (1997)
T : 24 - 21,8 (23,07)
S: 35,88-33,8 (35,57)
O: 7,6-5,8 (6,73)
Port d’Oran (1999)
Port d'Oran (2000)
T: 24,1- 23 (23,62)
S: 36,07-35,9 (35,98)
O: 6,3-4,1 (5,39)
pH : 8,31-7,95 (8,06)
Port d'Oran (2001)
T: 24- 22,8 (23,33)
S: 36,05-35 (35,85)
O: 8,5-4,2 (6,73)
pH : 8,39-7,83 (8,02)
Port de Ghazaouet (1999)
Port de Bethioua (1996)
T: 21,4 – 19 (19,78)
S: 36,98-35,55 (36,62)
O: 8,92-6,95(8,03)
Port de Bethioua (1997)
T: 22,8- 19,5 (21,33)
S: 36,85-35,5 (35,90)
O: 9,2-8,17 (8,57)
pH : 8,77-7,6 (7,98)
Port de Bethioua (1998)
Port d'Arzew (1996)
T: 23- 18,9 (20,43)
S: 37,9-36 (36,77)
O: 7,4-6,3 (6,94)
pH : 7,35-6,22 (6,94)
Port d'Arzew (1997)
T: 23,8- 22,4 (23,29)
S: 37,35-35,5 (35,70)
O: 9,3-8,2 (8,48)
pH : 8,05-7,88 (7,97)
Port d'Arzew (1998)
T: 23,5 - 22,4 (23,10)
S: 37-35,5 (35,79)
O: 7,7-6,1 (7,07)
pH : 8,15-7,98 (8,07)
Port d'Alger (1999)
T: 26,6- 20,05 (23,53)
S: 35,85-33,8 (34,93)
O: 8,4-3 (6,15)
Port de Béjaïa (1996)
T: 24,2- 21,5 (23,08)
S: 36,96-36,59 (36,82)
O: 6,9-5 (5,88)
pH : 7 -6,74 (6,84)
Port de Béjaïa (1997)
T: 24 - 23,7 (23,87)
S: 35,05-24,05 (31,07)
O: 7,3-6,1 (6,77)
Port de Béjaïa (1998)
T: 26,7- 25,7 (26,20)
S: 35,83-35,59 (35,72)
O: 6,4-5,6 (6,07)
Port de Jijel (1999)
T: 25,65- 24,9 (25,26)
S: 34,96-34,33 (34,79)
O: 7,8-4,7 (6,78)
Port de Djendjen (1998)
T: 24,7- 24,2 (24,38)
S: 35,36-35,21 (35,31)
O: 6,6-6,3 (6,48)
Port de Djendjen (1999)
T: 27,1- 23,13 (24,52)
S: 36,58-35,6 (36,27)
O: 8,5-5,2 (6,59)
pH : 8,23-7,5 (7,85)
Ancien port de Skikda (1997)
T: 23,01- 22,8 (22,90)
S: 35,35-35,2 (35,27)
O: 4,1-2,8 (3,63)
pH : 8,51-8,38 (8,46
Ancien port de Skikda (1998)
T: 23- 22,9 (22,96)
S: 36,25-36 (36,13)
O: 7,2-6,7 (6,92)
Nouveau port de Skikda (1997)
T: 22,3- 21,2 (21,83)
S: 35,4-35,25 (35,34)
O: 3,6-2,7 (3,10)
Nouveau port de Skikda (1998)
T: 23,5- 22,6 (23,07)
S: 36,32-36,05 (36,23)
O: 7,2-6,3 (6,94)
Port d'Annaba (1996)
T: 24,3- 22,9 (23,48)
S: 37,88-37 (37,28)
O: 7,9-4,7 (6,77)
pH : 6,55-5,91 (6,41)
Port d'Annaba (1998)
T: 25- 23,6 (24,57)
S: 36,4-36,15 (36,29)
pH : 8,36-8,09 (8,22)
Port d'El Kala (1996)
T: 23,1- 22,7 (22,95)
S: 36,1-35,71 (35,91)
O: 6,7-5,6 (6,05)
pH : 8,09-7,66 (7,93)
329
ANNEXE 6. Inventiare de la macrofaune benthique des fonds meubles de la côte algérienne
Taxon
Descripteur
Phylum
Classe
Famille
Abludomelita aculeata
Abludomelita gladiosa
Abra alba
Abra prismatica
Abra sp
Acanthocardia aculeata
Acanthocardia echinata
Acanthocardia paucicostata
Acanthocardia sp
Acanthocardia spinosa
Acanthocardia tuberculata
Acanthomysis longicornis
Achaeus cranchii
Achaeus sp
Acholoe astericola
Acmaea virginea
Acronida brachiata
Acteon tornatilis
Actinaria sp
Actinia equina
Actinothoe clavata
Aedicira mediterranea
Aega psora
Aega stroemii
Aega ventrosa
Aequipecten opercularis
Aglaja sp
Aglaophamus agilis
Aglaophamus rubella
Aiptasia diaphana
Aiptasia mutabilis
Akanthophoreus longiremis
Akera bullata
Alcyonidiidae nd
Alcyonium acaule
Alcyonium palmatum
Alkmaria romijni
Allomelita pellucida
Alpheus dentipes
Alpheus glaber
Alpheus macrocheles
Alpheus sp
Alvania fischeri
Alvania sp
Amage adspersa
Amblyosyllis formosa
Ammothea echinata
Ampelisca antennata
Ampelisca brevicornis
Ampelisca calypsonis
Ampelisca dalmatina
Ampelisca diadema
Ampelisca gibba
Ampelisca jaffaensis
Ampelisca ledoyeri
Ampelisca macrocephala
Ampelisca massiliensis
Ampelisca multispinosa
Ampelisca planierensis
Ampelisca provincialis
Ampelisca pseudosarsi
Ampelisca pseudospinimana
Ampelisca rubella
Ampelisca ruffoi
Ampelisca sarsi
Ampelisca serraticaudata
Ampelisca sp
(Chevreux, 1911)
(Bate, 1862)
(Wood W., 1802)
(Montagu, 1808)
in Lamarck, 1818
(Linnaeus, 1758)
(Linnaeus, 1758)
(Sowerby G.B. II, 1841)
J. E. Gray, 1851
(Solander, 1786)
(Linnaeus, 1758)
(Milne-Edwards, 1837)
Leach, 1817
Leach, 1817
(Delle Chiaje, 1841)
(Müller O.F., 1776)
Forbes, 1843
(Linnaeus, 1758)
a completer
(Linnaeus, 1758)
(Ilmoni, 1830)
Laubier & Ramos, 1974
(Linnaeus, 1758)
Lutken, 1859
M. Sars, 1859
(Linnaeus, 1758)
Renier, 1807
(Langerhans, 1880)
(Michaelsen, 1897)
(Rapp, 1829)
(Gravenhorst, 1831)
(Lilljeborg), 1864
Müller O.F., 1776
a completer
Marion, 1878
Pallas, 1766
Horst, 1919
Sars, 1883
Guérin-Méneville, 1832
(Olivi, 1792)
(Hailstone, 1835)
Weber, 1795
(Jeffreys, 1884)
Risso, 1826
(Grube, 1863)
(Claparède, 1863)
Hodge, 1864
Bellan-Santini & Kaim-Malka, 1977
(Costa, 1853)
Bellan-Santini & Kaim-Malka, 1977
Karaman, 1975
(Costa, 1853)
Sars, 1882
Bellan-Santini & Kaim-Malka, 1977
Bellan-Santini & Kaim-Malka, 1977
Liljeborg, 1852
Bellan-Santini & Kaim-Malka, 1977
Bellan-Santini & Kaim-Malka, 1977
Bellan-Santini & Kaim-Malka, 1977
Bellan-Santini & Kaim-Malka, 1977
Bellan-Santini & Kaim-Malka, 1977
Bellan-Santini & Kaim-Malka, 1977
A. Costa, 1864
Bellan-Santini & Kaim-Malka, 1977
Chevreux, 1888
Chevreux, 1888
Krøyer, 1842
Arthropoda
Arthropoda
Mollusca
Mollusca
Mollusca
Mollusca
Mollusca
Mollusca
Mollusca
Mollusca
Mollusca
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Annelida
Mollusca
Echinodermata
Mollusca
Cnidaria
Cnidaria
Cnidaria
Annelida
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Mollusca
Mollusca
Annelida
Annelida
Cnidaria
Cnidaria
Arthropoda
Mollusca
Bryozoa
Cnidaria
Cnidaria
Annelida
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Mollusca
Mollusca
Annelida
Annelida
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Malacostraca
Malacostraca
Bivalvia
Bivalvia
Bivalvia
Bivalvia
Bivalvia
Bivalvia
Bivalvia
Bivalvia
Bivalvia
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Polychaeta
Gastropoda
Stelleroidea
Gastropoda
Hexacorallia
Hexacorallia
Hexacorallia
Polychaeta
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Bivalvia
Gastropoda
Polychaeta
Polychaeta
Hexacorallia
Hexacorallia
Malacostraca
Gastropoda
Gymnolaemata
Octocorallia
Octocorallia
Polychaeta
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Gastropoda
Gastropoda
Polychaeta
Polychaeta
Pycnogonida
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Melitidae
Melitidae
Semelidae
Semelidae
Semelidae
Cardiidae
Cardiidae
Cardiidae
Cardiidae
Cardiidae
Cardiidae
Mysidae
Majidae
Majidae
Polynoidae
Acmaeidae
Amphiuridae
Acteonidae
-Actiniidae
Sagartiidae
Paraonidae
Aegidae
Aegidae
Aegidae
Pectinidae
Aglajidae
Nephtyidae
Nephtyidae
Aiptasiidae
Aiptasiidae
Anarthruridae
Akeridae
Alcyonidiidae
Alcyoniidae
Alcyoniidae
Ampharetidae
Melitidae
Alpheidae
Alpheidae
Alpheidae
Alpheidae
Rissoidae
Rissoidae
Ampharetidae
Syllidae
Ammotheidae
Ampeliscidae
Ampeliscidae
Ampeliscidae
Ampeliscidae
Ampeliscidae
Ampeliscidae
Ampeliscidae
Ampeliscidae
Ampeliscidae
Ampeliscidae
Ampeliscidae
Ampeliscidae
Ampeliscidae
Ampeliscidae
Ampeliscidae
Ampeliscidae
Ampeliscidae
Ampeliscidae
Ampeliscidae
Ampeliscidae
330
Taxon
Descripteur
Phylum
Classe
Famille
Ampelisca spinifer
Ampelisca spinimana
Ampelisca spinipes
Ampelisca tenuicornis
Ampelisca truncata
Ampelisca typica
Ampeliscidae nd
Ampharete baltica
Amphicteis gunneri
Amphicteis sp
Amphiglena mediterranea
Amphilochoides serratipes
Amphilochus brunneus
Amphilochus neapolitanus
Amphilochus sp
Amphipholis sp
Amphipholis squamata
Amphipoda nd
Amphitoe sp
Amphitrite affinis
Amphitrite edwardsi
Amphitrite sp
Amphitrite variabilis
Amphitritides gracilis
Amphiura chiajei
Amphiura filiformis
Amphiura mediterranea
Amphiura sp
Ampithoe gammaroides
Ampithoe helleri
Ampithoe ramondi
Ampithoe rubricata
Anachis sp
Anadara diluvii
Anapagurus bicorniger
Anapagurus breviaculeatus
Anapagurus hyndmanni
Anapagurus laevis
Anapagurus sp
Anchialina agilis
Anchialina sp
Anemonia sp
Anemonia sulcata
Angulus sp
Animalia
Anobothrus gracilis
Anonyx sarsi
Anoplodactylus angulatus
Anoplodactylus petiolatus
Anoplosyllis edentula
Antalis agilis
Antalis dentalis
Antalis inaequicostata
Antalis panorma
Antalis sp
Antalis vulgaris
Antedon mediterranea
Anthozoa nd
Anthuridae nd
Aonides oxycephala
Aonides paucibranchiata
Aora gracilis
Aora sp
Aora spinicornis
Aora typica
Apanthura corsica
Aphelochaeta filiformis
Aphelochaeta marioni
Apherusa bispinosa
Reid, 1951
Chevreux, 1900
Boeck, 1861
Liljeborg, 1855
Bellan-Santini & Kaim-Malka, 1977
(Bate, 1856)
Costa, 1857
Eliason, 1955
(M. Sars, 1835)
Grube, 1850
(Leydig, 1851)
(Norman, 1869)
Della Valle, 1893
Della Valle, 1893
Bate, 1862
Thomas, 1966
(Delle Chiaje, 1828)
Latreille, 1816
Latreille, 1817
Malmgren, 1866
(Quatrefages, 1866)
O.F. Müller, 1771
(Risso, 1826)
(Grube, 1860)
Forbes, 1843
(O.F. Müller, 1776)
Lyman, 1882
Forbes, 1843
(Bate, 1856)
Karaman, 1975
Audouin 1826
(Montagu, 1808)
H. & A. Adams, 1953
(Lamarck, 1805)
A. Milne-Edwards & Bouvier, 1892
Fenizia, 1937
(Bell, 1845)
(Bell, 1845)
Henderson, 1887
(G.O. Sars, 1877)
Norman & Scott, 1906
Risso, 1826
(Pennant, 1777)
Megerle, 1811
Linnaeus, 1758
(Malmgren, 1866)
Steele & Brunel, 1968
(Dohrn, 1881)
(Kroyer, 1844)
Claparède, 1868
(M. Sars in G.O. Sars, 1872)
(Linnaeus, 1758)
(Dautzenberg, 1891)
(Chenu, 1843)
H. & A. Adams, 1854
(da Costa, 1778)
(de Lamarck, 1816)
a completer
Leach, 1814
(Sars, 1862)
Southern, 1914
(Bate, 1857)
Krøyer, 1845
Afonso, 1976
Krøyer, 1845
Amar, 1953
(Keferstein, 1862)
(de Saint Joseph, 1894)
(Bate, 1857)
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Annelida
Annelida
Annelida
Annelida
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Echinodermata
Echinodermata
Arthropoda
Arthropoda
Annelida
Annelida
Annelida
Annelida
Annelida
Echinodermata
Echinodermata
Echinodermata
Echinodermata
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Mollusca
Mollusca
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Cnidaria
Cnidaria
Mollusca
-Annelida
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Annelida
Mollusca
Mollusca
Mollusca
Mollusca
Mollusca
Mollusca
Echinodermata
Cnidaria
Arthropoda
Annelida
Annelida
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Annelida
Annelida
Arthropoda
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Stelleroidea
Stelleroidea
Malacostraca
Malacostraca
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Stelleroidea
Stelleroidea
Stelleroidea
Stelleroidea
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Gastropoda
Bivalvia
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Hexacorallia
Hexacorallia
Bivalvia
-Polychaeta
Malacostraca
Pycnogonida
Pycnogonida
Polychaeta
Scaphopoda
Scaphopoda
Scaphopoda
Scaphopoda
Scaphopoda
Scaphopoda
Crinoidea
-Malacostraca
Polychaeta
Polychaeta
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Polychaeta
Polychaeta
Malacostraca
Ampeliscidae
Ampeliscidae
Ampeliscidae
Ampeliscidae
Ampeliscidae
Ampeliscidae
Ampeliscidae
Ampharetidae
Ampharetidae
Ampharetidae
Sabellidae
Amphilochidae
Amphilochidae
Amphilochidae
Amphilochidae
Amphiuridae
Amphiuridae
-Amphitoidae
Terebellidae
Terebellidae
Terebellidae
Terebellidae
Terebellidae
Amphiuridae
Amphiuridae
Amphiuridae
Amphiuridae
Amphitoidae
Ampithoidae
Amphitoidae
Amphitoidae
Columbellidae
Arcidae
Paguridae
Paguridae
Paguridae
Paguridae
Paguridae
Mysidae
Mysidae
Actiniidae
Actiniidae
Tellinidae
-Ampharetidae
Lysianassidae
Phoxichilidiidae
Phoxichilidiidae
Syllidae
Dentaliidae
Dentaliidae
Dentaliidae
Dentaliidae
Dentaliidae
Dentaliidae
Antedonidae
-Anthuridae
Spionidae
Spionidae
Aoridae
Aoridae
Aoridae
Aoridae
Anthuridae
Cirratulidae
Cirratulidae
Eusiridae
331
Taxon
Descripteur
Apherusa chiereghinii
Giordani-Soika 1950
Apherusa clevei
Sars, 1904
Apherusa jurinei
(Milne-Edwards, 1830)
Apherusa mediterranea
Chevreux, 1911
Apherusa ovalipes
Norman & Scott, 1906
Apherusa sp
Walker, 1891
Aphrodita aculeata
Linnaeus, 1758
Aphroditidae nd
a completer
Aplidium proliferum
(Milne-Edwards, 1841)
Aplidium sp
Savigny, 1816
Aplidium turbinatum
(Savigny, 1816)
Aplysia punctata
(Cuvier, 1803)
Aplysia sp
Linnaeus, 1767
Apomatus similis
Marion & Bobretzky, 1875
Aponuphis brementi
(Fauvel, 1916)
Aponuphis bilineata
(Baird, 1870)
Aponuphis bilineata grubii (Marenzeller, 1886)
Aponuphis brementi
(Fauvel, 1916)
Aponuphis fauveli
(Rioja, 1918)
Aporrhais pespelecani
(Linnaeus, 1758)
Apseudes africanus orientalis Bacescu, 1961
Apseudes holthuisi
Bacescu, 1962
Apseudes latreillii
(Milne-Edwards, 1828)
Apseudes miserai
Bacescu, 1980
Apseudes sp
Leach, 1814
Apseudes spinosus
(M. Sars, 1858)
Apseudes tenuimanus
G.O. Sars, 1882
Arabella iricolor
(Montagu, 1804)
Arbacia lixula
(Linnaeus, 1758)
Arca noae
Linnaeus, 1758
Arca sp
Linnaeus, 1758
Arcopagia crassa
(Pennant, 1777)
Arcturella dilatata
(Sars, 1883)
Arenicola marina
Lamarck, 1801
Arenicola sp
Lamarck, 1801
Arenicolides grubii
Claparède, 1868
Argissa hamatipes
(Norman, 1869)
Argissa sp
Boeck, 1871
Aricidea annae
Laubier, 1967
Aricidea cerrutii
Laubier, 1967
Aricidea fragilis mediterranea
Polychaeta
Aricidea jeffreysii
(McIntosh, 1879)
Aricidea mutabilis
Laubier & Ramos, 1974
Aricidea neosuesica
Hartman, 1965
Aricidea pseudannae
Katzmann & Laubier, 1975
Aricidea sp
Webster, 1879
Aricidea suecica
Eliason, 1920
Aristias neglectus
Hansen, 1887
Armadillidium pictum
Brandt, 1833
Armandia polyophthalma
Kükenthal, 1887
Ascidia sp
Linnaeus, 1767
Ascidia virginea
Müller, 1776
Asclerocheilus intermedius (Saint-Joseph, 1894)
Asellus
Geoffroy St. Hilaire, 1764
Asellus (Asellus) aquaticus (Linnaeus, 1758)
Aspidosiphon muelleri
Diesing, 1851
Astacilla longicornis
(Sowerby, 1806)
Astacilla mediterranea
Koehler, 1911
Astacilla sp
Cordiner, 1793
Astarte montagui
(Dillwyn, 1817)
Astarte sulcata
(da Costa, 1778)
Asterina gibbosa
(Pennant, 1777)
Astropecten irregularis
(Pennant, 1777)
Astropecten jonstoni
(Delle Chiaje, 1827)
Astropecten spinulosus
(Philippi, 1837)
Asychis pigmentata
Imajima & Shiraki, 1982
Athanas nitescens
(Leach, 1814)
Atylus falcatus
Metzger, 1871
Phylum
Classe
Arthropoda
Malacostraca
Arthropoda
Malacostraca
Arthropoda
Malacostraca
Arthropoda
Malacostraca
Arthropoda
Malacostraca
Arthropoda
Malacostraca
Annelida
Polychaeta
Annelida
Polychaeta
Chordata
Ascidiacea
Chordata
Ascidiacea
Chordata
Ascidiacea
Mollusca
Gastropoda
Mollusca
Gastropoda
Annelida
Polychaeta
Annelida
Polychaeta
Annelida
Polychaeta
Annelida
Polychaeta
Annelida
Polychaeta
Annelida
Polychaeta
Mollusca
Gastropoda
Arthropoda
Malacostraca
Arthropoda
Malacostraca
Arthropoda
Malacostraca
Arthropoda
Malacostraca
Arthropoda
Malacostraca
Arthropoda
Malacostraca
Arthropoda
Malacostraca
Annelida
Polychaeta
Echinodermata
Echinoidea
Mollusca
Bivalvia
Mollusca
Bivalvia
Mollusca
Bivalvia
Arthropoda
Malacostraca
Annelida
Polychaeta
Annelida
Polychaeta
Annelida
Polychaeta
Arthropoda
Malacostraca
Arthropoda
Malacostraca
Annelida
Polychaeta
Annelida
Polychaeta
Laubier & Ramos, 1974
Paraonidae
Annelida
Polychaeta
Annelida
Polychaeta
Annelida
Polychaeta
Annelida
Polychaeta
Annelida
Polychaeta
Annelida
Polychaeta
Arthropoda
Malacostraca
Arthropoda
Malacostraca
Annelida
Polychaeta
Chordata
Ascidiacea
Chordata
Ascidiacea
Annelida
Polychaeta
Arthropoda
Malacostraca
Arthropoda
Malacostraca
Sipunculida
Phascolosomatidea
Arthropoda
Malacostraca
Arthropoda
Malacostraca
Arthropoda
Malacostraca
Mollusca
Bivalvia
Mollusca
Bivalvia
Echinodermata
Stelleroidea
Echinodermata
Stelleroidea
Echinodermata
Stelleroidea
Echinodermata
Stelleroidea
Annelida
Polychaeta
Arthropoda
Malacostraca
Arthropoda
Malacostraca
Famille
Eusiridae
Eusiridae
Eusiridae
Eusiridae
Eusiridae
Eusiridae
Aphroditidae
Aphroditidae
Polyclinidae
Polyclinidae
Polyclinidae
Aplysiidae
Aplysiidae
Serpulidae
Onuphidae
Onuphidae
Onuphidae
Onuphidae
Onuphidae
Aporrhaiidae
Apseudidae
Apseudidae
Apseudidae
Apseudidae
Apseudidae
Apseudidae
Apseudidae
Oenonidae
Arbaciidae
Arcidae
Arcidae
Tellinidae
Arcturidae
Arenicolidae
Arenicolidae
Arenicolidae
Argissidae
Argissidae
Paraonidae
Paraonidae
Annelida
Paraonidae
Paraonidae
Paraonidae
Paraonidae
Paraonidae
Paraonidae
Aristiidae
Armadillidiidae
Opheliidae
Ascidiidae
Ascidiidae
Scalibregmatidae
Asellidae
Asellidae
Aspidosiphonidae
Arcturidae
Arcturidae
Arcturidae
Astartidae
Astartidae
Asterinidae
Astropectinidae
Astropectinidae
Astropectinidae
Maldanidae
Alpheidae
Atylidae
332
Taxon
Descripteur
Atylus guttatus
(Costa, 1851)
Atylus swammerdami
(Milne-Edwards, 1830)
Atylus vedlomensis
(Bate & Westwood, 1862)
Austropotamobius pallipes (Lereboullet, 1858)
Autonoe angularis
(Ledoyer, 1970)
Autonoe longipes
(Liljeborg, 1852)
Autonoe rubromaculatus
(Ledoyer, 1973)
Autonoe spiniventris
(Della Valle, 1893)
Autonoe viduarum
(Myers, 1974)
Axinulus sp
Verril & Bush, 1898
Axiothella constricta
(Claparède, 1869)
Axiothella quadrimaculata Augener, 1914
Axiothella rubrocincta
(Johnson, 1901)
Axiothella sp
Verrill, 1900
Axius stirhynchus
Leach, 1815
Azorinus chamasolen
(da Costa, 1778)
Balanoglossus clavigerus
Delle Chiaje, 1829
Balanus perforatus
Bruguiére, 1789
Balanus sp
Costa, 1778
Barbatia sp
Gray, 1842
Barleeia unifasciata
(Montagu, 1803)
Bathyporeia guilliamsoniana (Bate, 1857)
Bathyporeia nana
Toulmond, 1966
Bathyporeia pilosa
Lindström, 1855
Bathyporeia sarsi
Watkin, 1938
Bathyporeia sp
Lindstrom, 1855
Bela cycladensis
(Reeve, 1845)
Biancolina algicola
Della Valle, 1893
Bispira volutacornis
(Montagu, 1804)
Bittium reticulatum
(da Costa, 1778)
Bivalvia nd
Linnaeus, 1758
Bivetiella cancellata
(Linnaeus, 1767)
Boccardia polybranchia
(Haswell, 1885)
Boccardia redeki
(Horst, 1920)
Bodotria gibba
(Sars, 1878)
Bodotria pulchella
(Sars, 1878)
Bodotria scorpioides
(Montagu, 1804)
Bodotria sp
Goodsir, 1843
Bolinus brandaris
(Linné, 1758)
Boreomysis microps
G.O. Sars, 1883
Boreomysis tridens
G.O. Sars, 1870
Brachynotus foresti
Zariquiey-Alvarez, 1968
Brachynotus sexdentatus
(Risso, 1827)
Branchiomaldane vincenti Langerhans, 1881
Branchiomma bombyx
(Dalyell, 1853)
Branchiostoma lanceolatum (Pallas, 1774)
Brissopsis lyrifera
(Forbes, 1841)
Bryozoa
Ehrenberg, 1831
Buccinum humphreysianum Bennet, 1824
Buccinum undatum
Linnaeus, 1758
Cadlina laevis
(Linnaeus, 1767)
Caecognathia elongata
(Krøyer, 1849)
Calappa granulata
(Linnaeus, 1758)
Calathura brachiata
(Stimpson, 1854)
Calathura norvegica
(G.O. Sars, 1872)
Calliactis sp
Verrill, 1869
Callianassa sp.
Leach, 1814
Callianira sp.
Péron & Lesueur, 1808
Calliopius laeviusculus
(Kroyer, 1838)
Callipallene phantoma
(Dohrn, 1881)
Callista chione
(Linnaeus, 1758)
Callochiton septemvalvis
(Montagu, 1803)
Calyptraea chinensis
(Linnaeus, 1758)
Campylaspis macrophthalma Sars, 1878
Cantharus pictus
(Philippi, 1844)
Capitella capitata
(Fabricius, 1780)
Capitella giardi
(Mesnil, 1897)
Capitella sp
Blainville, 1828
Capitellidae nd
Grube, 1862
Phylum
Classe
Famille
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Mollusca
Annelida
Annelida
Annelida
Annelida
Arthropoda
Mollusca
Hemichordata
Arthropoda
Arthropoda
Mollusca
Mollusca
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Mollusca
Arthropoda
Annelida
Mollusca
Mollusca
Mollusca
Annelida
Annelida
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Mollusca
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Annelida
Annelida
Chordata
Echinodermata
Bryozoa
Mollusca
Mollusca
Mollusca
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Cnidaria
Arthropoda
Ctenophora
Arthropoda
Arthropoda
Mollusca
Mollusca
Mollusca
Arthropoda
Mollusca
Annelida
Annelida
Annelida
Annelida
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Bivalvia
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Malacostraca
Bivalvia
Enteropneusta
Maxillopoda
Maxillopoda
Bivalvia
Gastropoda
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Gastropoda
Malacostraca
Polychaeta
Gastropoda
Bivalvia
Gastropoda
Polychaeta
Polychaeta
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Gastropoda
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Polychaeta
Polychaeta
Leptocardii
Echinoidea
-Gastropoda
Gastropoda
Gastropoda
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Hexacorallia
Malacostraca
Tentaculata
Malacostraca
Pycnogonida
Bivalvia
Polyplacophora
Gastropoda
Malacostraca
Gastropoda
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Atylidae
Atylidae
Atylidae
Astacidae
Aoridae
Aoridae
Aoridae
Aoridae
Aoridae
Tyasiridae
Maldanidae
Maldanidae
Maldanidae
Maldanidae
Axiidae
Solecurtidae
Ptychoderidae
Balanidae
Balanidae
Arcidae
Barleeidae
Pontoporeiidae
Pontoporeiidae
Pontoporeiidae
Pontoporeiidae
Pontoporeiidae
Conidae
Biancolinidae
Sabellidae
Cerithiidae
-Cancellariidae
Spionidae
Spionidae
Bodotriidae
Bodotriidae
Bodotriidae
Bodotriidae
Muricidae
Mysidae
Mysidae
Grapsidae
Grapsidae
Arenicolidae
Sabellidae
Branchiostomidae
Brissidae
-Buccinidae
Buccinidae
Chromodorididae
Gnathiidae
Calappidae
Leptanthuridae
Leptanthuridae
Hormathiidae
Callianassidae
Mertensiidae
Calliopiidae
Callipallenidae
Veneridae
Ischnochitonidae
Calyptraeidae
Nannastacidae
Buccinidae
Capitellidae
Capitellidae
Capitellidae
Capitellidae
333
Taxon
Descripteur
Capitellides giardi
Mesnil, 1897
Capitomastus minimus
(Langerhans, 1880)
Capitomastus sp
Eisig, 1887
Caprella equilibra
Say, 1818
Caprella acanthifera
Leach, 1814
Caprella danilevskii
Czerniavski, 1868
Caprella liparotensis
Haller, 1879
Caprella sp
Guilding, 1824
Carcinonemertidae
a completer
Carcinus maenas
(Linnaeus, 1758)
Cardiomya costellata
(Deshayes, 1835)
Cardium papillosum
Poli 1791
Cardium sp
Linnaeus, 1758
Caryophyllia calveri
Duncan, 1873
Caulleriella alata
(Southern, 1914)
Caulleriella bioculata
(Keferstein, 1862)
Caulleriella killariensis
(Southern, 1914)
Caulleriella sp
Chamberlin, 1919
Caulleriella zetlandica
(McIntosh, 1911)
Centrostephanus longispinus (Philippi, 1845)
Ceradocus orchestiipes
Costa, 1853
Ceradocus semiserratus
(Bate, 1862)
Ceradocus sp
Costa, 1853
Cerastoderma glaucum
(Poiret, 1789)
Cerastoderma sp
Poli, 1795
Cerianthus menbranacea
(Spallanzani, 1784)
Cerithiopsis horrida
(Monterosato, 1874)
Cestopagurus timidus
(Roux, 1830)
Chaetopterus variopedatus Cuvier, 1827
Chaetozone setosa
Malmgren, 1867
Chamelea striatula
(da Costa, 1778)
Chamelia gallina
(Linnaeus, 1758)
Cheirocratus assimilis
(Lilljeborg, 1852)
Cheirocratus intermedius
Sars, 1894
Cheirocratus monodontus
Karaman, 1977
Cheirocratus sp
Norman, 1867
Cheirocratus sundevalli
(Rathke, 1843)
Chirimia biceps
(M. Sars, 1861)
Chitinopoma serrula
(Stimpson, 1854)
Chiton olivaceus
Spengler, 1797
Chlamys distorta
(da Costa, 1778)
Chlamys varia
(Linné, 1758)
Chloeia venusta
Quatrefages, 1866
Chone collaris
Langerhans, 1881
Chone duneri
Malmgren, 1867
Chone filicaudata
Southern, 1914
Chone infundibuliformis
Krøyer, 1856
Chone sp
Krøyer, 1856
Chrysopetalum debile
(Grube, 1855)
Circeis spirillum
(Linnaeus, 1758)
Circomphalus casina
(Linnaeus, 1758)
Cirolana cranchii
Leach, 1818
Cirolana sp
Leach, 1818
Cirratulidae nd
Ryckholt, 1851
Cirratulus cirratus
(O. F. Müller, 1776)
Cirratulus sp
Lamarck, 1801
Cirriformia tentaculata
(Montagu, 1808)
Cirrophorus branchiatus
Ehlers, 1908
Cirrophorus lyriformis
(Annenkova, 1934)
Clausinella fasciata
(da Costa, 1778)
Clymenella cincta
(Saint-Joseph, 1894)
Clymenella collaris
Imajima & Shiraki, 1982
Clymenella enshuense
Imajima & Shiraki, 1982
Clymenura (Cephalata) longicaudata
AnnelidaPolychaeta
Clymenura clypeata
(Saint-Joseph, 1894)
Phylum
Classe
Annelida
Polychaeta
Annelida
Polychaeta
Annelida
Polychaeta
Arthropoda
Malacostraca
Arthropoda
Malacostraca
Arthropoda
Malacostraca
Arthropoda
Malacostraca
Arthropoda
Malacostraca
Nemertina
Enopla
Arthropoda
Malacostraca
Mollusca
Bivalvia
Mollusca
Bivalvia
Mollusca
Bivalvia
Cnidaria
Hexacorallia
Annelida
Polychaeta
Annelida
Polychaeta
Annelida
Polychaeta
Annelida
Polychaeta
Annelida
Polychaeta
Echinodermata
Echinoidea
Arthropoda
Malacostraca
Arthropoda
Malacostraca
Arthropoda
Malacostraca
Mollusca
Bivalvia
Mollusca
Bivalvia
Cnidaria
Hexacorallia
Mollusca
Gastropoda
Arthropoda
Malacostraca
Annelida
Polychaeta
Annelida
Polychaeta
Mollusca
Bivalvia
Mollusca
Bivalvia
Arthropoda
Malacostraca
Arthropoda
Malacostraca
Arthropoda
Malacostraca
Arthropoda
Malacostraca
Arthropoda
Malacostraca
Annelida
Polychaeta
Annelida
Polychaeta
Mollusca
Polyplacophora
Mollusca
Bivalvia
Mollusca
Bivalvia
Annelida
Polychaeta
Annelida
Polychaeta
Annelida
Polychaeta
Annelida
Polychaeta
Annelida
Polychaeta
Annelida
Polychaeta
Annelida
Polychaeta
Annelida
Polychaeta
Mollusca
Bivalvia
Arthropoda
Malacostraca
Arthropoda
Malacostraca
Annelida
Polychaeta
Annelida
Polychaeta
Annelida
Polychaeta
Annelida
Polychaeta
Annelida
Polychaeta
Annelida
Polychaeta
Mollusca
Bivalvia
Annelida
Polychaeta
Annelida
Polychaeta
Annelida
Polychaeta
Imajima & Shiraki, 1982
Maldanidae
Annelida
Polychaeta
Famille
Capitellidae
Capitellidae
Capitellidae
Caprellidae
Caprellidae
Caprellidae
Caprellidae
Caprellidae
Carcinonemertidae
Portunidae
Cuspidariidae
Cardiidae
Cardiidae
Caryophylliidae
Cirratulidae
Cirratulidae
Cirratulidae
Cirratulidae
Cirratulidae
Diadematidae
Melitidae
Melitidae
Melitidae
Cardiidae
Cardiidae
Cerianthidae
Cerithiopsidae
Paguridae
Chaetopteridae
Cirratulidae
Veneridae
Veneridae
Melitidae
Melitidae
Melitidae
Melitidae
Melitidae
Maldanidae
Serpulidae
Chitonidae
Pectinidae
Pectinidae
Amphinomidae
Sabellidae
Sabellidae
Sabellidae
Sabellidae
Sabellidae
Chrysopetalidae
Spirorbidae
Veneridae
Cirolanidae
Cirolanidae
Cirratulidae
Cirratulidae
Cirratulidae
Cirratulidae
Paraonidae
Paraonidae
Veneridae
Maldanidae
Maldanidae
Maldanidae
Maldanidae
334
Taxon
Descripteur
Phylum
Classe
Famille
Clymenura lankesteri
Cnidaria nd
Cochlodesma praetenue
Colomastix pusilla
Conchoecia sp
Condylactis aurantiaca
Conus mediterraneus
Conus sp
Copepoda
Coralliophila meyendorffii
Coralliophila squamosa
Corbula gibba
Corophium acherusicum
Corophium aculeatum
Corophium acutum
Corophium annulatum
Corophium insidiosum
Corophium multisetosum
Corophium orientale
Corophium rotundirostre
Corophium runcicorne
Corophium sextonae
Corophium sp
Corophium volutator
Crangon crangon
Cressa sp
Crustacea
Crustacea (larve)
Cryptopelta brevispina
Cumacea nd
Cumella (Cumella) limicola
Cumopsis goodsir
Cumopsis longipes
Cumopsis sp
Cuspidaria cuspidata
Cuspidaria rostrata
Cuspidaria sp
Cyclope neritea
Cythara sp
Dalophis imberbis
Dardanus arrosor
Dasybranchus caducus
Decapoda (larve)
Decapoda nd
Dexamine spiniventris
Dexamine spinosa
Dexamine thea
Diastylis bradyi
Diastylis cornuta
Diastylis laevis
Diastylis neapolitana
Diastylis rugosa
Diastylis sp
Diastylis tumida
Diastyloides bacescoi
Diastyloides serratus
Digitaria digitaria
Diogenes pugilator
Diopatra neapolitana
Diplocirrus glaucus
Diplodonta brocchii
Diplodonta rotundata
Dipolydora armata
Dipolydora coeca
Dipolydora flava
Dipolydora giardi
Dipolydora quadrilobata
Ditrupa arietina
Dodecaceria concharum
(McIntosh, 1885)
Hatschek, 1888
(Pulteney, 1799)
Grube, 1861
Dana, 1849
(Delle Chiaje, 1825)
Hwass in Bruguière, 1792
Linnaeus, 1758
a completer
(Calcara, 1845)
(Bivona Ant. in Bivona And., 1838)
(Olivi, 1792)
Costa, 1851
Chevreux, 1908
Chevreux, 1908
Chevreux, 1908
Crawford, 1937
Stock, 1952
Schellenberg, 1928
Stephensen, 1915
Della Valle, 1893
Crawford, 1937
Latreille, 1806
(Pallas, 1766)
(Linnaeus, 1758)
Linnaeus, 1753
Brünnich, 1772
Brünnich, 1772
(Ludwig, 1879)
Krøyer, 1846
Sars, 1879
(Van Beneden, 1861)
(Dohrn, 1869)
G.O. Sars, 1865
(Olivi, 1792)
(Spengler, 1793)
Nardo, 1840
(Linné, 1758)
Fischer, 1883
(Delaroche, 1809)
(Herbst, 1796)
(Grube, 1846)
Latreille, 1803
Latreille, 1803
(Costa, 1853)
(Montagu, 1813)
Boeck, 1861
Norman, 1879
(Boeck, 1864)
Norman, 1869
Sars, 1879
Sars, 1865
Say, 1818
(Liljeborg, 1855)
Fage, 1940
(G.O. Sars, 1865)
(Linnaeus, 1758)
(Roux, 1829)
Delle Chiaje, 1841
(Malmgren, 1867)
(Deshayes, 1852)
(Montagu, 1803)
(Langerhans, 1880)
(Oersted, 1843)
Claparède, 1870
(Mesnil, 1896)
(Jacobi, 1883)
(O. F. Müller, 1776)
Örsted, 1843
Annelida
Cnidaria
Mollusca
Arthropoda
Arthropoda
Cnidaria
Mollusca
Mollusca
Arthropoda
Mollusca
Mollusca
Mollusca
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Echinodermata
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Mollusca
Mollusca
Mollusca
Mollusca
Mollusca
Chordata
Arthropoda
Annelida
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Mollusca
Arthropoda
Annelida
Annelida
Mollusca
Mollusca
Annelida
Annelida
Annelida
Annelida
Annelida
Annelida
Annelida
Polychaeta
-Bivalvia
Malacostraca
Ostracoda
Hexacorallia
Gastropoda
Gastropoda
Maxillopoda
Gastropoda
Gastropoda
Bivalvia
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
--Stelleroidea
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Bivalvia
Bivalvia
Bivalvia
Gastropoda
Gastropoda
Actinopterygii
Malacostraca
Polychaeta
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Bivalvia
Malacostraca
Polychaeta
Polychaeta
Bivalvia
Bivalvia
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Maldanidae
-Periplomatidae
Colomastigidae
Halocyprididae
Actiniidae
Conidae
Conidae
-Coralliophilidae
Coralliophilidae
Corbulidae
Corophiidae
Corophiidae
Corophiidae
Corophiidae
Corophiidae
Corophiidae
Corophiidae
Corophiidae
Corophiidae
Corophiidae
Corophiidae
Corophiidae
Crangonidae
Cressidae
--Ophiodermatidae
-Nannastacidae
Bodotriidae
Bodotriidae
Bodotriidae
Cuspidariidae
Cuspidariidae
Cuspidariidae
Nassariidae
Turridae
Ophichthidae
Diogenidae
Capitellidae
--Dexaminidae
Dexaminidae
Dexaminidae
Diastylidae
Diastylidae
Diastylidae
Diastylidae
Diastylidae
Diastylidae
Diastylidae
Diastylidae
Diastylidae
Astartidae
Diogenidae
Onuphidae
Flabelligeridae
Ungulinidae
Ungulinidae
Spionidae
Spionidae
Spionidae
Spionidae
Spionidae
Serpulidae
Cirratulidae
335
Taxon
Descripteur
Donacilla cornea
(Poli, 1795)
Donax trunculus
Linnaeus, 1758
Donax vittatus
(da Costa, 1778)
Dorvillea atlantica
(McIntosh, 1885)
Dorvillea rubrovittata
(Grube, 1855)
Dosinia exoleta
(Linnaeus, 1758)
Dosinia lupinus
(Linnaeus, 1758)
Dosinia sp
Scopoli, 1777
Drieschia pelagica
Michaelsen, 1892
Drilonereis filum
(Claparède, 1868)
Dynamene sp
Leach, 1814
Dyopedos monacantha
(Metzger, 1875)
Ebalia granulosa
H. Milne-Edwards, 1837
Ebalia nux
A. Milne-Edwards, 1883
Ebalia tuberosa
(Pennant, 1777)
Echinidae nd
Gray, 1825
Echinocardium mediterraneum
Loveniidae
Echinocyamus pusillus
(O.F. Müller, 1776)
Echinogammarus pirloti
(Sexton & Spooner, 1940)
Echinogammarus olivii
(Milne-Edwards, 1830)
Echinogammarus sp
Stebbing, 1899
Echiura nd
Sedgwick, 1898
Ekleptostylis walkeri
(Calman, 1907)
Elasmopus rapax
Costa, 1853
Enipo kinbergi
Malmgren, 1866
Ennucula tenuis
(Montagu, 1808)
Ensis ensis
(Linnaeus, 1758)
Ensis siliqua
(Linnaeus, 1758)
Ensis sp
Schumacher, 1817
Entalina tetragona
(Brocchi, 1814)
Enteropneusta nd
a completer
Eocuma dollfusi
Calman, 1907
Eocuma sarsii
(Kossmann), 1880
Ephesiella peripatus
(Claparède, 1863)
Epitonium striatissimum
(Monterosato, 1878)
Epitonium tiberii
(de Boury, 1890)
Epitonium turtonis
(Turton, 1819)
Ericthonius brasiliensis
(Dana, 1855)
Ericthonius punctatus
(Bate, 1857)
Ericthonius sp
Milne-Edwards, 1830
Eriopisa elongata
(Bruzelius, 1859)
Eriopisella
Chevreux, 1920
Eriphia sp
Latreille, 1817
Erythrops elegans
(G.O. Sars, 1863)
Erythrops erythrophthalma (Goes, 1864)
Erythrops microps
(G.O. Sars, 1864)
Erythrops serrata
(G.O. Sars, 1863)
Eteone foliosa
Quatrefages, 1866
Eteone lactea
Claparède, 1868
Eteone longa
(Fabricius, 1780)
Eteone syphonodonta
(Delle Chiaje, 1822)
Ethusa mascarone
(Herbst, 1785)
Euchirograpsus liguricus
H. Milne-Edwards, 1853
Euchone rosea
Langerhans, 1884
Euchone rubrocincta
(Sars, 1862)
Euchone sp
Malmgren, 1866
Euclymene collaris
(Claparède, 1869)
Euclymene lumbricoides
(Quatrefages, 1865)
Euclymene œrstedi
(Claparède, 1863)
Euclymene palermitana
(Grube, 1840)
Euclymene robusta
(Arwidsson, 1906)
Euclymene santandarensis (Rioja, 1917)
Euclymeninae
Ardwisson, 1907
Eucopia sculpticaudata
Faxon, 1893
Eucopia unguiculata
(Willemoes-Suhm, 1875)
Eudorella truncatula
(Bate, 1856)
Eulalia bilineata
(Johnston, 1839)
Eulalia viridis
(Johnston, 1829)
Phylum
Classe
Famille
Mollusca
Mollusca
Mollusca
Annelida
Annelida
Mollusca
Mollusca
Mollusca
Annelida
Annelida
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Echinodermata
(Forbes, 1844)
Bivalvia
Bivalvia
Bivalvia
Polychaeta
Polychaeta
Bivalvia
Bivalvia
Bivalvia
Polychaeta
Polychaeta
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Echinoidea
Echinodermata
Mesodesmatidae
Donacidae
Donacidae
Dorvilleidae
Dorvilleidae
Veneridae
Veneridae
Veneridae
Polynoidae
Oenonidae
Sphaeromatidae
Dulichiidae
Leucosiidae
Leucosiidae
Leucosiidae
Echinidae
Echinoidea
Echinodermata
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Echiura
Arthropoda
Arthropoda
Annelida
Mollusca
Mollusca
Mollusca
Mollusca
Mollusca
Hemichordata
Arthropoda
Arthropoda
Annelida
Mollusca
Mollusca
Mollusca
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Annelida
Annelida
Annelida
Annelida
Arthropoda
Arthropoda
Annelida
Annelida
Annelida
Annelida
Annelida
Annelida
Annelida
Annelida
Annelida
Annelida
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Annelida
Annelida
Echinoidea
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
-Malacostraca
Malacostraca
Polychaeta
Bivalvia
Bivalvia
Bivalvia
Bivalvia
Scaphopoda
Enteropneusta
Malacostraca
Malacostraca
Polychaeta
Gastropoda
Gastropoda
Gastropoda
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Malacostraca
Malacostraca
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Polychaeta
Polychaeta
Fibulariidae
Gammaridae
Gammaridae
Gammaridae
-Diastylidae
Melitidae
Polynoidae
Nuculidae
Pharidae
Pharidae
Pharidae
Entalinidae
-Bodotriidae
Bodotriidae
Sphaerodoridae
Epitoniidae
Epitoniidae
Epitoniidae
Ischyroceridae
Ischyroceridae
Ischyroceridae
Melitidae
Melitidae
Eriphiidae
Mysidae
Mysidae
Mysidae
Mysidae
Phyllodocidae
Phyllodocidae
Phyllodocidae
Phyllodocidae
Drippidae
Grapsidae
Sabellidae
Sabellidae
Sabellidae
Maldanidae
Maldanidae
Maldanidae
Maldanidae
Maldanidae
Maldanidae
Maldanidae
Eucopiidae
Eucopiidae
Leuconidae
Phyllodocidae
Phyllodocidae
336
Taxon
Descripteur
Eumida punctifera
(Grube, 1860)
Eumida sanguinea
(Örsted, 1843)
Eunereis longissima
Johnston, 1840
Eunice floridana
(Pourtalès, 1867)
Eunice harassii
Audouin & Milne Edwards, 1834
Eunice norvegica
(Linnaeus, 1767)
Eunice oerstedii
Stimpson, 1853
Eunice pennata
(O.F. Müller, 1776)
Eunice schizobranchia
Claparède, 1870
Eunice sp
Cuvier, 1817
Eunice torquata
Quatrefages, 1866
Eunice vittata
(Delle Chiaje, 1828)
Eunoe hubrechti
(McIntosh, 1900)
Eunoe nodosa
(M. Sars, 1861)
Eupanthalis kinbergi
McIntosh, 1876
Euphausia krohni
(Brandt, 1851)
Euphausia sp
Dana, 1850
Euphrosine armadillo
Sars, 1851
Euphrosine foliosa
Audouin & Milne-Edwards, 1833
Euphrosine myrtosa
Savigny in Lamarck, 1818
Eupolymnia nebulosa
(Montagu, 1818)
Eupolymnia nesidensis
(Delle Chiaje, 1828)
Euratella salmacidis
(Claparède, 1869)
Eurydice pulchra
Leach, 1815
Eurydice truncata
(Norman, 1868)
Eurynome aspersa
(Pennant, 1777)
Eurynome spinosa
Hailstone, 1835
Eurysyllis tuberculata
Ehlers, 1864
Eusiroides dellavallei
Chevreux, 1899
Eusirus longipes
Boeck, 1861
Euspira catena
(da Costa, 1778)
Euspira fusca
(de Blainville, 1825)
Euspira pulchella
(Risso, 1826)
Eusyllis assimilis
Marenzeller, 1875
Eusyllis blomstrandi
Malmgren, 1867
Euthalenessa oculata
(Peters, 1855)
Exogone (Exogone) naidina Örsted, 1845
Exogone (Exogone) verugera (Claparède, 1868)
Exogone (Parexogone) cognettii
Polychaeta
Exogone (Parexogone) hebes (Webster & Benedict, 1884)
Exogone (Sylline) brevipes (Claparède, 1864)
Fabricia sabella
(Ehrenberg, 1836)
Fabricia sp
Blainville, 1828
Falcidens crossotus
Salvini-Plawen, 1968
Fauvelia martinensis
Gravier, 1900
Ficopomatus enigmaticus
(Fauvel, 1923)
Fimbriosthenelais minor
(Pruvot & Racovitza, 1895)
Fissurisepta papillosa
Seguenza G., 1863
Flabelligera affinis
M. Sars, 1829
Flabelligera diplochaitus
(Otto, 1820)
Funiculina quadrangularis (Pallas, 1766)
Fustiaria rubescens
(Deshayes, 1825)
Gafrarium sp
Bolten, 1798
Galathea dispersa
Bate, 1859
Galathea intermedia
Lilljeborg, 1851
Galathea nexa
Embleton, 1834
Galathea sp
Fabricius, 1793
Galathea strigosa
(Linnaeus, 1767)
Gammarella fucicola
(Leach, 1814)
Gammarella sp
Bate, 1857
Gammarellus angulosus
(Rathke, 1843)
Gammaridae nd
Latreille, 1802
Gammaropsis crenulata
Krapp-Schickel & Myers, 1979
Gammaropsis dentata
Chevreux, 1900
Gammaropsis maculata
(Johnston, 1828)
Gammaropsis palmata
(Stebbing & Robertson, 1891)
Gammaropsis sophiae
(Boeck, 1861)
Gammaropsis sp
Liljeborg, 1855
Phylum
Classe
Annelida
Polychaeta
Annelida
Polychaeta
Annelida
Polychaeta
Annelida
Polychaeta
Annelida
Polychaeta
Annelida
Polychaeta
Annelida
Polychaeta
Annelida
Polychaeta
Annelida
Polychaeta
Annelida
Polychaeta
Annelida
Polychaeta
Annelida
Polychaeta
Annelida
Polychaeta
Annelida
Polychaeta
Annelida
Polychaeta
Arthropoda
Malacostraca
Arthropoda
Malacostraca
Annelida
Polychaeta
Annelida
Polychaeta
Annelida
Polychaeta
Annelida
Polychaeta
Annelida
Polychaeta
Annelida
Polychaeta
Arthropoda
Malacostraca
Arthropoda
Malacostraca
Arthropoda
Malacostraca
Arthropoda
Malacostraca
Annelida
Polychaeta
Arthropoda
Malacostraca
Arthropoda
Malacostraca
Mollusca
Gastropoda
Mollusca
Gastropoda
Mollusca
Gastropoda
Annelida
Polychaeta
Annelida
Polychaeta
Annelida
Polychaeta
Annelida
Polychaeta
Annelida
Polychaeta
Castelli, Badalamenti & Lardici, 1987
Syllidae
Annelida
Polychaeta
Annelida
Polychaeta
Annelida
Polychaeta
Annelida
Polychaeta
Mollusca
Aplacophora
Annelida
Polychaeta
Annelida
Polychaeta
Annelida
Polychaeta
Mollusca
Gastropoda
Annelida
Polychaeta
Annelida
Polychaeta
Cnidaria
Octocorallia
Mollusca
Scaphopoda
Mollusca
Bivalvia
Arthropoda
Malacostraca
Arthropoda
Malacostraca
Arthropoda
Malacostraca
Arthropoda
Malacostraca
Arthropoda
Malacostraca
Arthropoda
Malacostraca
Arthropoda
Malacostraca
Arthropoda
Malacostraca
Arthropoda
Malacostraca
Arthropoda
Malacostraca
Arthropoda
Malacostraca
Arthropoda
Malacostraca
Arthropoda
Malacostraca
Arthropoda
Malacostraca
Arthropoda
Malacostraca
Famille
Phyllodocidae
Phyllodocidae
Nereididae
Eunicidae
Eunicidae
Eunicidae
Eunicidae
Eunicidae
Eunicidae
Eunicidae
Eunicidae
Eunicidae
Polynoidae
Polynoidae
Acoetidae
Euphausiidae
Euphausiidae
Euphrosinidae
Euphrosinidae
Euphrosinidae
Terebellidae
Terebellidae
Sabellidae
Cirolanidae
Cirolanidae
Majidae
Majidae
Syllidae
Eusiridae
Eusiridae
Naticidae
Naticidae
Naticidae
Syllidae
Syllidae
Sigalionidae
Syllidae
Syllidae
Annelida
Syllidae
Syllidae
Sabellidae
Sabellidae
Chaetodermatidae
Syllidae
Serpulidae
Sigalionidae
Fissurellidae
Flabelligeridae
Flabelligeridae
Funiculinidae
Fustiariidae
Veneridae
Galatheidae
Galatheidae
Galatheidae
Galatheidae
Galatheidae
Melitidae
Melitidae
Gammarellidae
Gammaridae
Photidae
Photidae
Photidae
Photidae
Photidae
Photidae
337
Taxon
Descripteur
Gammaropsis ulrici
Krapp-Schickel & Myers, 1979
Gammarus finmarchicus
Dahl, 1938
Gammarus locusta
(Linnaeus, 1758)
Gammarus marinus
Leach, 1815
Gammarus pulex
Linnaeus, 1758
Gammarus sp
Fabricius, 1775
Gari fervensis
(Gmelin, 1791)
Gastropoda nd
Cuvier, 1797
Gastrosaccus normani
G.O. Sars, 1877
Gastrosaccus sanctus
(van Beneden, 1861)
Gastrosaccus sp
Norman, 1868
Gastrosaccus spinifer
(Goës, 1864)
Gattyana cirrhosa
(Pallas, 1766)
Gibberula miliaria
(Linné, 1758)
Gibberula sp
Swainson, 1840
Gibberula vignali
(Dautzenberg & Fischer H., 1896)
Gitanopsis bispinosa
(Boeck, 1871)
Glossobalanus minutus
Kowalevsky, 1866
Glycera alba
(O.F. Müller, 1776)
Glycera capitata
Örsted, 1843
Glycera convoluta
Keferstein, 1862
Glycera gigantea
Quatrefages, 1866
Glycera lapidum
Quatrefages, 1865
Glycera rouxii
Audouin & Milne Edwards, 1833
Glycera sp
Savigny, 1818
Glycera tesselata
Grube, 1840
Glycera unicornis
Savigny in Lamarck, 1818
Glycymeris glycymeris
(Linnaeus, 1758)
Glycymeris sp
E. M. Da Costa, 1778
Gnathia dentata
(G. O. Sars, 1872)
Gnathia maxillaris
(Montagu, 1804)
Gnathia sp
Leach, 1814
Gnathostomula mediterranea Sterrer, 1970
Gobius cruentatus
Gmelin, 1789
Gobius niger
Linnaeus, 1758
Gobius sp.
Linnaeus, 1758
Golfingia elongata
(Keferstein, 1862)
Golfingia margaritacea
(Sars, 1851)
Golfingia sp
Lankester, 1885
Golfingia vulgaris
(de Blainville, 1827)
Goneplax rhomboides
(Linnaeus, 1758)
Goniada emerita
Audouin & Milne-Edwards, 1833
Goniada maculata
Örsted, 1843
Goniada norvegica
Örsted, 1845
Goniada sp
Audouin & Milne-Edwards, 1833
Gorgoniapolynoe caeciliae (Fauvel, 1913)
Gouldia minima
(Montagu, 1803)
Gyptis propinqua
Marion & Bobretzky, 1875
Haedropleura septangularis (Montagu, 1803)
Halice walkeri
(Ledoyer, 1973)
Halicreion aequicornis
(Norman, 1869)
Halla parthenopeia
(Delle Chiaje, 1828)
Haminoea orbignyana
(de Férussac, 1822)
Hannonia stocki
Munilla, 1993
Hansenium caicoensis
(Kensley & Heard, 1991)
Haplostylus bacescui
Hatzakis, 1977
Haplosyllis spongicola
(Grube, 1855)
Harmothoe antilopes
McIntosh, 1876
Harmothoe areolata
(Grube, 1860)
Harmothoe extenuata
(Grube, 1840)
Harmothoe frazerthomsoni McIntosh, 1897
Harmothoe haliaeti
McIntosh, 1876
Harmothoe imbricata
(Linnaeus, 1767)
Harmothoe impar
(Johnston, 1839)
Harmothoe longisetis
(Grube, 1863)
Harmothoe reticulata
(Claparède, 1870)
Harmothoe sp
Kinberg, 1856
Harmothoe spinifera
(Ehlers, 1864)
Harpinia ala
Karaman, 1987
Phylum
Classe
Famille
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Mollusca
Mollusca
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Annelida
Mollusca
Mollusca
Mollusca
Arthropoda
Hemichordata
Annelida
Annelida
Annelida
Annelida
Annelida
Annelida
Annelida
Annelida
Annelida
Mollusca
Mollusca
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Gnathostomilida
Chordata
Chordata
Chordata
Sipunculida
Sipunculida
Sipunculida
Sipunculida
Arthropoda
Annelida
Annelida
Annelida
Annelida
Annelida
Mollusca
Annelida
Mollusca
Arthropoda
Arthropoda
Annelida
Mollusca
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Annelida
Annelida
Annelida
Annelida
Annelida
Annelida
Annelida
Annelida
Annelida
Annelida
Annelida
Annelida
Arthropoda
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Bivalvia
Gastropoda
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Polychaeta
Gastropoda
Gastropoda
Gastropoda
Malacostraca
Enteropneusta
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Bivalvia
Bivalvia
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
-Actinopterygii
Actinopterygii
Actinopterygii
Sipunculidea
Sipunculidea
Sipunculidea
Sipunculidea
Malacostraca
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Bivalvia
Polychaeta
Gastropoda
Malacostraca
Malacostraca
Polychaeta
Gastropoda
Pycnogonida
Malacostraca
Malacostraca
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Malacostraca
Photidae
Gammaridae
Gammaridae
Gammaridae
Gammaridae
Gammaridae
Psammobiidae
-Mysidae
Mysidae
Mysidae
Mysidae
Polynoidae
Cystiscidae
Cystiscidae
Cystiscidae
Amphilochidae
Ptychoderidae
Glyceridae
Glyceridae
Glyceridae
Glyceridae
Glyceridae
Glyceridae
Glyceridae
Glyceridae
Glyceridae
Glycymerididae
Glycymerididae
Gnathiidae
Gnathiidae
Gnathiidae
Gnathostomulidae
Gobiidae
Gobiidae
Gobiidae
Golfingiidae
Golfingiidae
Golfingiidae
Golfingiidae
Goneplacidae
Goniadidae
Goniadidae
Goniadidae
Goniadidae
Polynoidae
Veneridae
Hesionidae
Turridae
Pardaliscidae
Oedicerotidae
Oenonidae
Haminoeidae
Callipallenidae
Stenetriidae
Mysidae
Syllidae
Polynoidae
Polynoidae
Polynoidae
Polynoidae
Polynoidae
Polynoidae
Polynoidae
Polynoidae
Polynoidae
Polynoidae
Polynoidae
Phoxocephalidae
338
Taxon
Descripteur
Harpinia antennaria
Meinert, 1890
Harpinia crenulata
(Boeck, 1871)
Harpinia dellavallei
Chevreux, 1910
Harpinia pectinata
Sars, 1891
Harpinia truncata
Sars, 1891
Haustorius arenarius
(Slabber, 1767)
Havelockia inermis
(Heller, 1868)
Hediste diversicolor
(O.F. Müller, 1776)
Hermodice carunculata
(Pallas, 1766)
Hesionidae nd
Sars, 1862
Heterocrypta maltzami
Miers, 1881
Heteromastus filiformis
(Claparède, 1864)
Heteromastus sp
Eisig, 1887
Heterosyllis brachiata
Claparède, 1863
Heterosyllis sp
Claparède, 1863
Heterotanais oerstedi
(Kroyer, 1842)
Hippolyte sp
Leach, 1814
Hippomedon denticulatus
(Bate, 1857)
Hippomedon massiliensis
Bellan-Santini, 1965
Hippomedon oculatus
Chevreux & Fage, 1925
Hippomedon sp
Boeck, 1871
Holothuria nd
Linnaeus, 1767
Homola sp
Leach, 1815
Hyale schmidti
(Heller, 1866)
Hyale sp
Rathke, 1837
Hyale stebbingi
Chevreux, 1888
Hyalinoecia bilineata
(Baird, 1870)
Hyalinoecia sp
Malmgren, 1867
Hyalinoecia tubicola
(O.F. Müller, 1776)
Hyalopecten similis
(Laskey, 1811)
Hydroides lunulifera
(Claparède, 1868)
Hydroides norvegicus
Gunnerus, 1768
Hydroides pseudounicinatus Zibrowius, 1968
Hypererythrops serriventer Holt & Tattersall, 1905
Hypsicomus phaeotaenia
(Schmarda, 1861)
Hypsicomus stichophthalmos(Grube, 1863)
Ianiropsis breviremis
(Sars, 1883)
Idas simpsoni
(Marshall, 1900)
Idotea neglecta
G.O. Sars, 1897
Idotea pelagica
Leach, 1815
Idotea sp
Fabricius, 1798
Idunella excavata
(Schecke, 1973)
Idunella nana
(Schecke, 1973)
Inachus thoracicus
Roux, 1830
Inermonephtys inermis
(Ehlers, 1887)
Iphimedia eblanae
Heller, 1867
Iphimedia gibbula
Ruffo & Schiecke, 1979
Iphimedia minuta
G.O. Sars, 1882
Iphinoe inermis
Sars, 1878
Iphinoe serrata
Norman, 1867
Iphinoe sp
Bate, 1856
Iphinoe tenella
Sars, 1878
Iphinoe trispinosa
(Goodsir, 1843)
Irus irus
(Linnaeus, 1758)
Isaea elmhirsti
Patience, 1909
Isaea montagui
Milne-Edwards, 1830
Isaea sp
Milne-Edwards, 1830
Ischnochiton rissoi
(Payraudeau, 1826)
Ischyrocerus anguipes
Krøyer, 1838
Isopoda nd
Latreille, 1817
Jaeropsis sp
Koehler, 1885
Janira maculosa
Leach, 1814
Janira sp
Leach, 1814
Jasmineira candela
(Grube, 1863)
Jasmineira caudata
Langerhans, 1881
Jasmineira elegans
Saint-Joseph, 1894
Jassa falcata
(Montagu, 1808)
Jassa ocia
(Bate, 1862)
Phylum
Classe
Famille
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Echinodermata
Annelida
Annelida
Annelida
Arthropoda
Annelida
Annelida
Annelida
Annelida
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Echinodermata
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Annelida
Annelida
Annelida
Mollusca
Annelida
Annelida
Annelida
Arthropoda
Annelida
Annelida
Arthropoda
Mollusca
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Annelida
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Mollusca
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Mollusca
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Annelida
Annelida
Annelida
Arthropoda
Arthropoda
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Holothuroidea
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Malacostraca
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Holothuroidea
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Bivalvia
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Malacostraca
Polychaeta
Polychaeta
Malacostraca
Bivalvia
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Polychaeta
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Bivalvia
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Polyplacophora
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Malacostraca
Malacostraca
Phoxocephalidae
Phoxocephalidae
Phoxocephalidae
Phoxocephalidae
Phoxocephalidae
Haustoriidae
Cucumariidae
Nereididae
Amphinomidae
Hesionidae
Parthenopidae
Capitellidae
Capitellidae
Syllidae
Syllidae
Leptocheliidae
Hyppolytidae
Lysianassidae
Lysianassidae
Lysianassidae
Lysianassidae
Holothuriidae
Homolidae
Hyalidae
Hyalidae
Hyalidae
Onuphidae
Onuphidae
Onuphidae
Pectinidae
Serpulidae
Serpulidae
Serpulidae
Mysidae
Sabellidae
Sabellidae
Janiridae
Mytilidae
Idoteidae
Idoteidae
Idoteidae
Liljeborgiidae
Liljeborgiidae
Inachidae
Nephtyidae
Iphimediidae
Iphimediidae
Iphimediidae
Bodotriidae
Bodotriidae
Bodotriidae
Bodotriidae
Bodotriidae
Veneridae
Isaeidae
Isaeidae
Isaeidae
Ischnochitonidae
Ischyroceridae
-Jaeropsidae
Janiridae
Janiridae
Sabellidae
Sabellidae
Sabellidae
Ischyroceridae
Ischyroceridae
339
Taxon
Descripteur
Jassa sp
Leach, 1814
Jaxea nocturna
Nardo, 1847
Joeropsis brevicornis brevicornis
Joeropsididae
Johnstonia clymenoides
Quatrefages, 1866
Johnstonia sp
a completer
Kefersteinia cirrata
(Keferstein, 1862)
Kellia suborbicularis
(Montagu, 1803)
Kelliella miliaris
(Philippi, 1844)
Kurtiella bidentata
(Montagu, 1803)
Labidoplax digitata
(Montagu, 1815)
Lacydonia miranda
Marion & Bobretzky, 1875
Laetmonice hystrix
(Savigny in Lamarck, 1818)
Laevicardium cardium
(Gmelin, 1791)
Laevicardium oblongum
(Gmelin, 1791)
Lagisca hubrechti
(McIntosh, 1900)
Lagisca sp
Malmgren, 1866
Lamprops fasciatus
G.O. Sars, 1863
Lanice conchilega
Pallas, 1766
Laonice cirrata
(M. Sars, 1851)
Laonice sp
Malmgren, 1867
Laonome kroyeri
Malmgren, 1866
Lasaea rubra
(Montagu, 1803)
Leanira hystricis
Ehlers, 1874
Leanira quatrefagesi
Kinberg, 1856
Leiocapitella sp
Hartman, 1947
Lembos denticarpus
Myers & McGrath, 1978
Lembos sp
Bate, 1857
Lembos spiniventris
Stebbing, 1895
Lembos websteri
Bate, 1857
Lepidasthenia elegans
(Grube, 1840)
Lepidasthenia maculata
Potts, 1910
Lepidepecreum longicornis (Bate & Westwood, 1862)
Lepidonotus clava
(Montagu, 1808)
Lepidonotus squamatus
(Linnaeus, 1758)
Leptanthura sp
Sars, 1899
Leptanthura tenuis
(Sars, 1873)
Leptocheirus bispinosus
Norman, 1908
Leptocheirus guttatus
(Grube, 1864)
Leptocheirus hirsutimanus (Bate, 1862)
Leptocheirus longimanus
Ledoyer, 1973
Leptocheirus pectinatus
(Norman, 1869)
Leptocheirus pilosus
Zaddach, 1844
Leptocheirus tricristatus
(Chevreux, 1887)
Leptochelia savignyi
(Kroyer, 1842)
Leptochiton sp
Gray, 1847
Leptomysis mediterranea
(G. O. Sars, 1877)
Leptopentacta tergestina
(M. Sars, 1857)
Leptostylis macrura
Sars, 1870
Leucon (Epileucon) longirostris
Leuconidae
Leucon (Leucon) mediterraneus
Leuconidae
Leucon (Macrauloleucon) siphonatus
Leuconidae
Leucothoe incisa
Robertson, 1892
Leucothoe lilljeborgi
Boeck, 1861
Leucothoe oboa
Karaman, 1971
Leucothoe pachycera
Della Valle, 1893
Leucothoe richiardii
Lessona, 1865
Leucothoe sp
Leach, 1814
Leucothoe spinicarpa
(Abildgaard, 1789)
Levinsenia gracilis
(Tauber, 1879)
Levinsenia sp
Mesnil, 1897
Liljeborgia dellavallei
Stebbing, 1906
Liljeborgia kinahani
(Bate, 1862)
Liljeborgia pallida
(Bate, 1857)
Liljeborgia sp
Bate, 1862
Limaria tuberculata
(Olivi, 1792)
Phylum
Classe
Famille
Arthropoda
Arthropoda
Koehler, 1885
Malacostraca
Malacostraca
Arthropoda
Ischyroceridae
Laomediidae
Malacostraca
Annelida
Annelida
Annelida
Mollusca
Mollusca
Mollusca
Echinodermata
Annelida
Annelida
Mollusca
Mollusca
Annelida
Annelida
Arthropoda
Annelida
Annelida
Annelida
Annelida
Mollusca
Annelida
Annelida
Annelida
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Annelida
Annelida
Arthropoda
Annelida
Annelida
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Mollusca
Arthropoda
Echinodermata
Arthropoda
Sars, 1871
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Bivalvia
Bivalvia
Bivalvia
Holothuroidea
Polychaeta
Polychaeta
Bivalvia
Bivalvia
Polychaeta
Polychaeta
Malacostraca
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Bivalvia
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Polychaeta
Polychaeta
Malacostraca
Polychaeta
Polychaeta
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Polyplacophora
Malacostraca
Holothuroidea
Malacostraca
Arthropoda
Maldanidae
Maldanidae
Hesionidae
Kelliidae
Kelliellidae
Montacutidae
Synaptidae
Lacydoniidae
Aphroditidae
Cardiidae
Cardiidae
Polynoidae
Polynoidae
Lampropidae
Terebellidae
Spionidae
Spionidae
Sabellidae
Lasaeidae
Sigalionidae
Sigalionidae
Capitellidae
Aoridae
Aoridae
Aoridae
Aoridae
Polynoidae
Polynoidae
Lysianassidae
Polynoidae
Polynoidae
Leptanthuridae
Leptanthuridae
Aoridae
Aoridae
Aoridae
Aoridae
Aoridae
Aoridae
Aoridae
Leptocheliidae
Leptochitonidae
Mysidae
Cucumariidae
Diastylidae
Malacostraca
Sars, 1878
Arthropoda
Malacostraca
Calman, 1905
Arthropoda
Malacostraca
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Annelida
Annelida
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Mollusca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Polychaeta
Polychaeta
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Bivalvia
Leucothoidae
Leucothoidae
Leucothoidae
Leucothoidae
Leucothoidae
Leucothoidae
Leucothoidae
Paraonidae
Paraonidae
Liljeborgiidae
Liljeborgiidae
Liljeborgiidae
Liljeborgiidae
Limidae
340
Taxon
Descripteur
Limatula subauriculata
(Montagu, 1808)
Limnoria sp
Leach, 1814
Liocarcinus depurator
(Linnaeus, 1758)
Liocarcinus zariquieyi
Gordon, 1968
Liocarcinus corrugatus
(Pennant, 1777)
Liocarcinus holsatus
(Fabricius, 1798)
Liocarcinus marmoreus
(Leach, 1814)
Liocarcinus navigator
(Herbst, 1794)
Liocarcinus sp
Stimpson, 1870
Liocarcinus vernalis
(Risso, 1827)
Liostomia clavula
(Lovén, 1846)
Lipobranchius jeffreysi
McIntosh, 1869
Lissopecten hyalinus
(Poli, 1795)
Listriella picta
Norman, 1889
Lithophaga lithophaga
(Linnaeus, 1758)
Littorina obtusata
(Linnaeus, 1758)
Loripes lacteus
(Linnaeus, 1758)
Lucinella divaricata
(Linnaeus, 1758)
Lucinoma borealis
(Linnaeus, 1767)
Lumbrineriopsis paradoxa (Saint-Joseph, 1888)
Lumbrineris coccinea
(Renier, 1804)
Lumbrineris fragilis
(O.F. Müller, 1766)
Lumbrineris funchalensis
(Kinberg, 1865)
Lumbrineris gracilis
Ehlers, 1868
Lumbrineris impatiens
Claparède, 1868
Lumbrineris latreilli
Audouin & Milne Edwards, 1834
Lumbrineris sp
Blainville, 1828
Lygdamis muratus
(Allen, 1904)
Lyonsia norwegica
(Gmelin, 1791)
Lysianassa ceratina
(Walker, 1889)
Lysianassa insperata
(Lincoln, 1979)
Lysianassa longicornis
(Lucas, 1849)
Lysianassa plumosa
Boeck, 1871
Lysianassa sp
Milne-Edwards, 1830
Lysianassidae nd
Dana, 1849
Lysidice ninetta
Audouin & Milne-Edwards, 1833
Lysmata seticaudata
(Risso, 1816)
Macoma cumana
(Costa O.G., 1829)
Macroclymene santandarensis
Maldanidae
Macropodia czernjawskii
(Brandt, 1880)
Macropodia sp
Leach, 1814
Mactra glauca
Von Born, 1778
Maera grossimana
(Montagu, 1808)
Maera hamigera
Haswell, 1880
Maera inaequipes
(Costa, 1857)
Maera knudseni
Reid, 1951
Maera othonis
(Milne-Edwards, 1830)
Maera schmidti
Stephensen, 1915
Maera sodalis
Karaman & Ruffo, 1971
Maera sp
Leach, 1814
Maerella sp
Chevreux, 1911
Maerella tenuimana
(Bate, 1862)
Magelona filiformis
Wilson, 1959
Magelona minuta
Eliason, 1962
Magelona papillicornis
F. Müller, 1858
Magelona sp
F. Müller, 1858
Maja squinado
(Herbst, 1788)
Maja verrucosa
Milne-Edwards, 1834
Malacoceros ciliatus
(Keferstein, 1862)
Malacoceros fuliginosus
(Claparède, 1869)
Malacoceros girardi
Quatrefages, 1843
Maldane cristata
Treadwell, 1923
Maldane glebifex
Grube, 1860
Maldane sarsi
Malmgren, 1865
Maldane sp
Grube, 1860
Maldanella harai
(Izuka, 1902)
Maldanidae nd
Malmgren, 1867
Malmgreniella castanea
(McIntosh, 1876)
Phylum
Classe
Famille
Mollusca
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Mollusca
Annelida
Mollusca
Arthropoda
Mollusca
Mollusca
Mollusca
Mollusca
Mollusca
Annelida
Annelida
Annelida
Annelida
Annelida
Annelida
Annelida
Annelida
Annelida
Mollusca
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Annelida
Arthropoda
Mollusca
(Rioja, 1917)
Bivalvia
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Gastropoda
Polychaeta
Bivalvia
Malacostraca
Bivalvia
Gastropoda
Bivalvia
Bivalvia
Bivalvia
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Bivalvia
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Polychaeta
Malacostraca
Bivalvia
Annelida
Limidae
Limnoriidae
Portunidae
Portunidae
Portunidae
Portunidae
Portunidae
Portunidae
Portunidae
Portunidae
Pyramidellidae
Scalibregmatidae
Pectinidae
Liljeborgiidae
Mytilidae
Littorinidae
Lucinidae
Lucinidae
Lucinidae
Lumbrineridae
Lumbrineridae
Lumbrineridae
Lumbrineridae
Lumbrineridae
Lumbrineridae
Lumbrineridae
Lumbrineridae
Sabellariidae
Lyonsiidae
Lysianassidae
Lysianassidae
Lysianassidae
Lysianassidae
Lysianassidae
Lysianassidae
Eunicidae
Hippolytidae
Tellinidae
Polychaeta
Arthropoda
Arthropoda
Mollusca
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Annelida
Annelida
Annelida
Annelida
Arthropoda
Arthropoda
Annelida
Annelida
Annelida
Annelida
Annelida
Annelida
Annelida
Annelida
Annelida
Annelida
Malacostraca
Malacostraca
Bivalvia
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Malacostraca
Malacostraca
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Inachidae
Inachidae
Mactridae
Melitidae
Melitidae
Melitidae
Melitidae
Melitidae
Melitidae
Melitidae
Melitidae
Melitidae
Melitidae
Magelonidae
Magelonidae
Magelonidae
Magelonidae
Majidae
Majidae
Spionidae
Spionidae
Spionidae
Maldanidae
Maldanidae
Maldanidae
Maldanidae
Maldanidae
Maldanidae
Polynoidae
341
Taxon
Malmgreniella ljungmani
Malmgreniella lunulata
Manayunkia aestuarina
Mangelia attenuata
Marphysa bellii
Marphysa fallax
Marphysa sanguinea
Mastobranchus trinchesii
Maupasia caeca
Maupasia sp
Descripteur
(Malmgren, 1867)
(Delle Chiaje, 1830)
(Bourne, 1883)
(Montagu, 1803)
(Audouin & Milne-Edwards, 1833)
Marion & Bobretzky, 1875
(Montagu, 1815)
Eisig, 1887
Viguier, 1886
Viguier, 1886
Lopadorrhynchidae
Maxmuelleria gigas
(M. Müller, 1852)
Mediomastus sp
Hartmann, 1944
Megabalanus tintinnabulum (Linnaeus, 1758)
Megalomma linaresi
(Rioja, 1917)
Megalomma vesiculosum
(Montagu, 1815)
Megalomma vigilans
(Claparède, 1869)
Megaluropus agilis
Hoeck, 1889
Megamphopus brevidactylus Myers, 1976
Megamphopus cornutus
Norman, 1869
Megamphopus longicornis Chevreux, 1911
Meganyctiphanes sp
Holt & Tattersall, 1905
Melinna cristata
(M. Sars, 1851)
Melinna palmata
Grube, 1870
Melinna sp
Malmgren, 1867
Melita gladiosa
Bate, 1862
Melita palmata
(Montagu, 1804)
Melitidae nd
Bousfield, 1973
Melphidippa goesi
Stebbing, 1899
Melphidippella macra
(Norman, 1869)
Mendicula ferruginosa
(Forbes, 1844)
Mercenaria mercenaria
(Linnaeus, 1758)
Mercierella enigmatica
(Fauvel, 1923)
Mesochaetopterus sagitatrius (Claparède, 1870)
Mesopodopsis slabberi
(van Beneden, 1861)
Metasychis gotoi
(Izuka, 1902)
Metopa alderi
(Bate, 1857)
Metopa latimana
Hansen, 1888
Microclymene caudata
Imajima & Shiraki, 1982
Microdeutopus algicola
Della Valle, 1893
Microdeutopus anomalus
(Rathke, 1843)
Microdeutopus chelifer
(Bate, 1862)
Microdeutopus gryllotalpa Costa, 1853
Microdeutopus obtusatus
Myers, 1973
Microdeutopus similis
Myers, 1977
Microdeutopus sp
Costa, 1853
Microdeutopus sporadhi
Myers, 1969
Microdeutopus stationis
Della Valle, 1893
Micromaldane ornithochaeta Mesnil, 1897
Micronereis variegata
Claparède, 1863
Microspio mecznikowianus (Claparède, 1869)
Microspio sp
Mesnil, 1896
Micrura fasciolata
Ehrenberg, 1828
Micrura sp
Ehrenberg, 1871
Mitra fusca
Swainson
Mitra sp
Lamarck, 1798
Mitrella sp
Risso, 1826
Modiolula phaseolina
(Philippi, 1844)
Modiolus adriaticus
(Lamarck, 1819)
Modiolus barbatus
(Linnaeus, 1758)
Modiolus modiolus
(Linnaeus, 1758)
Monoculodes acutipes
Ledoyer, 1983
Monoculodes carinatus
(Bate, 1857)
Monoculodes gibbosus
Chevreux, 1888
Monoculodes griseus
Della Valle, 1893
Monoculodes subnudus
Norman, 1889
Monodaeus guinotae
Forest, 1976
Montacuta phascolionis
Dautzenberg & Fischer H., 1925
Monticellina heterochaeta Laubier, 1961
Phylum
Classe
Famille
Annelida
Annelida
Annelida
Mollusca
Annelida
Annelida
Annelida
Annelida
Annelida
Annelida
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Gastropoda
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Polynoidae
Polynoidae
Sabellidae
Conidae
Eunicidae
Eunicidae
Eunicidae
Capitellidae
Lopadorrhynchidae
Echiura
Annelida
Arthropoda
Annelida
Annelida
Annelida
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Annelida
Annelida
Annelida
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Mollusca
Mollusca
Annelida
Annelida
Arthropoda
Annelida
Arthropoda
Arthropoda
Annelida
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Annelida
Annelida
Annelida
Annelida
Nemertina
Nemertina
Mollusca
Mollusca
Mollusca
Mollusca
Mollusca
Mollusca
Mollusca
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Arthropoda
Mollusca
Annelida
-Polychaeta
Maxillopoda
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Bivalvia
Bivalvia
Polychaeta
Polychaeta
Malacostraca
Polychaeta
Malacostraca
Malacostraca
Polychaeta
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Polychaeta
Anopla
Anopla
Gastropoda
Gastropoda
Gastropoda
Bivalvia
Bivalvia
Bivalvia
Bivalvia
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Malacostraca
Bivalvia
Polychaeta
Bonelliidae
Capitellidae
Balanidae
Sabellidae
Sabellidae
Sabellidae
Megaluropidae
Photidae
Photidae
Photidae
Euphausiidae
Ampharetidae
Ampharetidae
Ampharetidae
Melitidae
Melitidae
Melitidae
Melphidippidae
Melphidippidae
Tyasiridae
Veneridae
Serpulidae
Chaetopteridae
Mysidae
Maldanidae
Stenothoidae
Stenothoidae
Maldanidae
Aoridae
Aoridae
Aoridae
Aoridae
Aoridae
Aoridae
Aoridae
Aoridae
Aoridae
Maldanidae
Nereididae
Spionidae
Spionidae
Lineidae
Lineidae
Mitridae
Mitridae
Columbellidae
Mytilidae
Mytilidae
Mytilidae
Mytilidae
Oedicerotidae
Oedicerotidae
Oedicerotidae
Oedicerotidae
Oedicerotidae
Xanthidae
Montacutidae
Cirratulidae
342
Taxon
Descripteur
Phylum
Classe
Munna sp.
Krøyer, 1839
Arthropoda
Malacostraca
Muriceides furcata
Studer, 1890
Cnidaria
Octocorallia
Musculus discors
(Linnaeus, 1767)
Mollusca
Bivalvia
Myrianida inermis
(Saint Joseph, 1887)
Annelida
Polychaeta
Myrianida prolifera
(O.F. Müller, 1788)
Annelida
Polychaeta
Myriochele heeri
Malmgren, 1867
Annelida
Polychaeta
Myrtea spinifera
(Montagu, 1803)
Mollusca
Bivalvia
Mysidae nd
Dana, 1850
Arthropoda
Malacostraca
Mysidopsis gibbosa
G.O. Sars, 1864
Arthropoda
Malacostraca
Mysta picta
(Quatrefagues, 1865)
Annelida
Polychaeta
Mystides sp
Théel, 1879
Annelida
Polychaeta
Mytilidae nd
Rafinesque, 1815
Mollusca
Bivalvia
Mytilus galloprovincialis
Lamarck, 1819
Mollusca
Bivalvia
Myxicola infundibulum
(Montagu, 1808)
Annelida
Polychaeta
Naiades cantarinii
Delle Chiaje, 1830
Annelida
Polychaeta
Naineris dendritica
(Kinberg, 1867)
Annelida
Polychaeta
Naineris laevigata
(Grube, 1855)
Annelida
Polychaeta
Nannonyx goesi
(Boeck, 1871)
Arthropoda
Malacostraca
Nassarius corniculum
(Olivi, 1792)
Mollusca
Gastropoda
Nassarius granum
(Lamarck, 1822)
Mollusca
Gastropoda
Nassarius incrassatus
(Ström, 1768)
Mollusca
Gastropoda
Nassarius lima
(Dillwyn, 1817)
Mollusca
Gastropoda
Nassarius macrodon recidivus
(Von Martens, 1876) Mollusca
Nassariidae
Nassarius mutabilis
(Linné, 1758)
Mollusca
Gastropoda
Nassarius nitidus
(Jeffreys, 1867)
Mollusca
Gastropoda
Nassarius reticulatus
(Linnaeus, 1758)
Mollusca
Gastropoda
Nassarius sp
Dumeril, 1806
Mollusca
Gastropoda
Natatolana borealis
(Lilljeborg, 1851)
Arthropoda
Malacostraca
Natica dillwynii
Payraudeau, 1826
Mollusca
Gastropoda
Natica hebraea
(Martyn, 1784)
Mollusca
Gastropoda
Natica sp
Scopoli, 1777
Mollusca
Gastropoda
Neanthes virens
(M. Sars, 1835)
Annelida
Polychaeta
Neanthes caudata
(Delle Chiaje, 1827)
Annelida
Polychaeta
Neanthes fucata
(Savigny in Lamarck, 1818)
Annelida
Polychaeta
Neanthes irrorata
(Malmgren, 1867)
Annelida
Polychaeta
Neanthes