LES MACROINVERTEBRES: INDICES BIOCENOTIQUES ET INDICES SAPROBIQUES.

A. PRINCIPE

Comme les diatomées, les macroinvertébrés sont des bioindicateurs qui enregistrent les variations des facteurs du milieu. L'intégration se fait à moyen ou long terme, ces organismes ayant des durées de vie très variables (quelques mois à 1-2 ans). On utilise à la fois des espèces aquatiques seulement à l'état larvaire ou pendant toute leur vie.

Nous distinguons ici deux types de méthodes:

-les indices saprobiques décrits par SLADECEK (1973) qui, comme pour les diatomées, attribue à chaque espèce une valence saprobique et une valeur indicatrice, la détermination jusqu'à l'espèce étant obligatoire;

-les indices biocénotiques qui ne nécessitent pas une identification au niveau spécifique; différentes limites de détermination étant fixées suivant les groupes d'organismes (genre, famille), le terme espèce est remplacé par "unité systématique".

VERNEAUX & TUFFERY ont publié en 1967 un premier indice biocénotique (indice biotique ou IB). Il s'agissait d'un premier essai dont les résultats peu satisfaisants ont poussé Verneaux à publier des modifications importantes. Ainsi ont vu le jour un indice de qualité biologique globale (IQBG: VERNEAUX & coll., 1976) et un indice biologique de qualité générale (IBG: VERNEAUX & coll., 1982), ce dernier étant normalisé en France sous une forme légèrement modifiée (norme AFNOR).

En Belgique, il existe aussi une méthode normalisée (Institut belge de normalisation) dérivée du premier indice de Verneaux et qui s'en différencie par une simplification de la procédure d'échantillonnage.

Les indices biocénotiques sont tous basés sur des tableaux à double entrée (tableaux 11-12). Verticalement, les organismes sont classés en groupes faunistiques repères en principe suivant leur sensibilité à la pollution: pour la détermination du groupe repère, seules les unités systématiques comptant au moins 2 individus (3 pour l'IBG) sont prises en considération. Les colonnes correspondent à la variété du peuplement c'est-à-dire au nombre total d'unités systématiques présentes, même celles ne comptant qu'un individu. Dans ce type de méthode, au-delà de 2(3) individus, il n'est plus nécessaire de réaliser de comptage: la structure du peuplement, reflet de son état d'équilibre, n'intervient donc pas dans la détermination des indices.

Comme pour les diatomées, nous expliciterons, pour les différentes méthodes, les techniques de prélèvement, d'observation et de calcul qui sont moins connues que les techniques chimiques ou bactériologiques.

B. INDICE BIOTIQUE (IB: VERNEAUX & TUFFERY, 1967)

Les biocénoses benthiques pouvant être très différentes dans les eaux courantes et calmes, il convient d'effectuer 2 séries de prélèvements et de déterminer 2 indices par station, le rapport ou la différence entre les 2 étant parfois plus significative que leurs valeurs individuelles.

Il faut donc avant tout repérer soigneusement les zones de prélèvement en réalisant une étude des composantes de l'environnement (23 paramètres touchant notamment le type de rivière, sa zonation, la nature du substrat, la couverture végétale, la vitesse du courant, la profondeur, la luminosité, la turbidité de l'eau).

On prélève 3 échantillons dans les courants (zones lotiques) et 3 dans les zones calmes (zones lentiques):

-pour moins d'un mètre d'épaisseur d'eau et des courants supérieurs à 20 cm/sec, le prélèvement est effectué au filet échantillonneur de fond de un pied carré de surface de fond (1/10 m 2 ) et de maille de 300 µ m;

-pour plus de 50 cm d'eau et une vitesse inférieure à 30 cm/sec, on utilise une drague à main de 2 dm 3 de volume ou un échantillonneur vertical et on filtre l'échantillon à 300 µ m.

On fixe les échantillons directement au formol 10% et, pour les organismes les plus ténus, à l'alcool 30°.

On identifie jusqu'à des limites de détermination pratiques:

La détermination de la valeur indicielle est donnée dans le tableau 11. Elle varie de 10 (eau non polluée) à 0 (eau très polluée). Dans les eaux françaises, on considère qu'un indice inférieur à 5 indique une pollution certaine

	Groupes faunistiques n 2		Nombre total d'US présentes (n<2)
			0-1	2-5	6-10	11-15
1	Plécoptères ou Ecdyonuridae	> 1 US	-	7	8	9	10
		1 US	5	6	7	8	9
2	Trichoptères à fourreaux	> 1 US	-	6	7	8	9
		1 US	5	5	6	7	8
3	Ancylidae, Ephémèroptères sauf Ecdyonuridae	> 2 US	-	5	6	7	8
		2US	3	4	5	6	7
4	Aphelocheirus, Odonates ou Gammaridae ou Mollusques (sauf Sphaeridae)	toutes les US ci-dessus absentes	3	4	5	6	7
5	Asellus ou Hirudinae ou Sphaeridae ou Hémiptères (sauf Aphelocheirus)	toutes les US ci-dessus absentes	2	3	4	5	-
6	Tubifcidae ou Chironomidae des groupes thumni-plumosus	toutes les US ci-dessus absentes	1	2	3	-	-
7	Eristalinae	toutes les US ci-dessus absentes	0	1	1	-	-

Tableau 11. – Tableau standard de détermination des indices biotiques (n = nombre d'individus; US = unité systématique; valeurs indicielles en gras = pollution).

C. INDICE BIOTIQUE, "METHODE BELGE NORMALISEE"

Cette méthode, décrite par DE PAUW & VANHOOREN (1983) est dérivée de celle de VERNEAUX & TUFFERY (1967). Nous signalons ici les différences entre les deux méthodes.

Le prélèvement se fait avec un filet troubleau de 30 cm de base et 20 cm de hauteur et de profil conique long de 50 cm (maille 300-500 µ m): la surface de prélèvement n'est donc pas fixée.

On prélève un maximum de diversité de macroinvertébrés dans chaque station, en explorant tous les microbiotopes accessibles sur 10-20 m de rivière, pendant 3 minutes pour les rivières de moins de 2 m de largeur et jusqu'à 5 minutes pour les cours d'eau plus larges; ce temps est subdivisé en sous-périodes appliquées à chaque microbiotope; on ajoute des organismes prélevés à vue (gros individus, organismes attachés).

On ne prélève donc qu'un seul échantillon par station, rassemblant les biocénoses des microhabitats prospectés. On fixe au formol à 4%; la conservation est assurée par de l'alcool dénaturé à 70°.

On identifie jusqu'aux mêmes niveaux que pour l'IB et le tableau de détermination de l'indice est celui de VERNEAUX & TUFFERY (1967), l'indice variant de 10 à 0 (tableau 11).

Une cartographie est proposée à partir de 5 trames et de 5 couleurs:

D. INDICE DE QUALITE BIOLOGIQUE GLOBALE

(IQBG: VERNEAUX & coll., 1976)

Ces auteurs ont proposé une nouvelle méthode plus sensible et plus fidèle que l'indice biotique.

Le prélèvement est réalisé en recherchant d'abord les principaux habitats de la station, en les localisant dans une grille de combinaison vitesse-substrat et en y prélevant 6 échantillons avec le même type de matériel que pour l'IB.

On peut aussi déposer 2 substrats artificiels standards (bourriches remplies de cailloux) pendant une quinzaine de jours, un en zone lentique et un en zone lotique: cet échantillonnage échappe aux contingences du milieu et permet de définir une qualité biologique potentielle (IQBP).

On identifie jusqu'à d'autres limites (ordre, classe, famille ou genre suivant le groupe faunistique) et on calcule l'indice à partir d'une autre grille que celle de l'IB. L'indice varie ici de 20 (pollution nulle) à 1 (pollution très forte).

E. INDICE BIOLOGIQUE DE QUALITE GENERALE

(IBG: VERNEAUX & coll., 1982)

Cette méthode est censée corriger encore mieux les principales insuffisances des méthodes précédentes: faibles sensibilité et précision, surestimation de la qualité des systèmes montagnards dégradés et sous-estimation de celle des cours d'eau de plaine. "Contrairement aux démarches précédentes, largement empiriques, l'approche a été fondée sur des analyses statistiques d'un grand nombre de relevés issus de l'application de protocoles expérimentaux à l'ensemble du territoire national" (VERNEAUX & coll., 1982).

On prélève ici 8 échantillons séparément, 1 pour chaque type d'habitat représenté par un couple support-vitesse, sur un secteur de longueur égale à 10 fois la largeur de la rivière.

On utilise un échantillonneur transformable en position "surber" pour le faciès lotique (surface de 1/20 m 2 ) et en position "haveneau" pour le faciès lentique (prospection possible jusqu'à 3 m de profondeur, traction sur 30 cm).

On identifie jusqu'à la famille (sauf quelques groupes difficiles): Verneaux dresse ainsi une liste de 138 unités systématiques qui permet de déterminer la variété totale de l'échantillon.

(*) Taxons représentés par au moins 10 individus – Les autres par au moins 3 individus

38 de ces unités sont considérées comme indicatrices et constituent donc les groupes indicateurs qui sont repérés uniquement à partir des unités systématiques représentées par 3 individus au moins. Le tableau à double entrée compte 10 groupes indicateurs classés en principe suivant leur sensibilité à la pollution et 11 classes de variété totale des peuplements. Comme l'IQBG, l'indice varie entre 20 et 1.

Verneaux donne une série d'exemples dans des rivières françaises mais il ne cite que les valeurs indicielles se rapportant à la somme des prélèvements sans calculer séparément les indices des 8 échantillons donc sans tirer parti de sa méthode de prélèvement pour nuancer les résultats.

Les valeurs indicielles sont subdivisées en 7 classes de qualité pour lesquelles Verneaux propose des couleurs et des sigles standards utilisables pour une cartographie qualitative.

F. LA NORMALISATION FRANCAISE (IBGN, CABINET GAY, 1995)

La grille de l'IBG a de nouveau été modifiée pour le nombre et la composition des groupes faunistiques (9 au lieu de 10) et pour la répartition en classes de la variété totale (12 classes au lieu de 11, avec des limites différentes) avant d'être normalisée.

Nous donnons ici le tableau de l'IBGN selon la norme AFNOR (tableau ci-dessous) afin de montrer le chemin parcouru depuis le premier indice biotique (tableau 11). Ainsi, pour le calcul de l'indice biotique (VERNEAUX & TUFFERY, 1967), les Plécoptères étaient groupés dans le premier groupe faunistique (le plus sensible à la pollution) alors qu'ils appartiennent à 4 groupes indicateurs (9 à 6) dans l'IBG. De même, l'IB n'utilisait que les Trichoptères à fourreaux tous réunis dans le deuxième groupe faunistique alors que les différentes familles sont réparties dans 5 groupes indicateurs (4 à 8). Les Ephémères, réparties en 2 groupes faunistiques (1 et 3) dans l'IB sont ici distribuées en 5 groupes de sensibilité différente.

		Variété totale (n < 3)
		14	13	12	11	10	9	8	7	6	5	4	3	2	1
Groupes indicateurs n 3		>50	49 45	44 41	40 37	36 33	32 29	28 25	24 21	20 17	16 13	12 10	9 7	6 4	3 1
9	Chloroperlidae Perlidae Perlodidae Taeniopterygidae	20	20	20	19	18	17	16	15	14	13	12	11	10	9
8	Capniidae Brachycentridae Odontoceridae Philopotamidae	20	20	19	18	17	16	15	14	13	12	11	10	9	8
7	Leuctridae Glossosomatidae Beraeidae Goeridae Leptophlebiidae	20	19	18	17	16	15	14	13	12	11	10	9	8	7
6	Nemouridae Lepidostomatidae Sericostomatidae Ephemeridae	19	18	17	16	15	14	13	12	11	10	9	8	7	6
5	Hydroptilidae Heptageniidae Polymitarcidae Potamanthidae	18	17	16	15	14	13	12	11	10	9	8	7	6	5
4	Leptoceridae Polycentropodidae Psychomyidae Rhyacophilidae	17	16	15	14	13	12	11	10	9	8	7	6	5	4
3	Limnephilidae * Hydropsychidae Ephemerellidae * Aphelocheiridae TRICLADES	16	15	14	13	12	11	10	9	8	7	6	5	4	3
2	Baetidae * Caenidae * Elmidae * Gammaridae * MOLLUSQUES *	15	14	13	12	11	10	9	8	7	6	5	4	3	2
1	Chironomidae * Asellidae * ACHETES OLIGOCHETES*	14	13	12	11	10	9	8	7	6	5	4	3	2	1
* Taxons représentés par au moins 10 individus - Les autres par au moins 3 individus

Voici le classement des valeurs indicielles en niveau de pollution :

G. INDICE SAPROBIQUE (IS: SLADECEK,1973)

Ces indices sont identiques aux indices diatomiques décrits ci-dessus (chapitre 2.3.2.). On attribue à chaque espèce une valence saprobique et une valeur indicatrice. Cela nécessite l'identification jusqu'à l'espèce et le comptage de tous les individus. Ce genre d'indice permet donc de tirer parti des différences d'exigences écologiques de chaque espèce et de la structure du peuplement.

L'indice varie en continu de 1 (pollution nulle) à 5 (pollution très forte) suivant la méthode de Sladecek mais il est facile d'inverser les valences pour obtenir un indice qui, comme la majorité des autres, varie de 5 (pollution nulle) à 1 (pollution très forte).

Cet auteur ne donne pas de procédure de prélèvement dans sa publication de 1973.

H. INDICE SAPROBIQUE NORMALISE DIN 38410

En Allemagne a été publiée une méthode normalisée basée sur les listes de macro-invertébrés benthiques. Aucune procédure précise n'est donnée pour l'échantillonnage qui doit simplement être réalisé de manière à prélever un maximum de taxons. Aussi peu d'exigence est étonnant pour une méthode normalisée quand on connaît l'hétérogénéité des fonds et de la dispersion des organismes. Par ailleurs, il faut identifier les individus au niveau de l'espèce ce qui est une opération très délicate voire impossible pour les juvéniles et même les adultes de certains groupes.

Un aspect intéressant toutefois est la possibilité de tester par une formule la représentativité de l'échantillonnage en fonction du nombre et de la proportion des différents taxons. On voit ainsi que dans de très petits cours d'eau notamment, il n'est pas possible d'appliquer le calcul d'indices sur base de ces organismes, que ce soit cette norme DIN ou l'IBGN d'ailleurs.

Dans le cadre d'une étude, nous avons comparé les indices IBGN et DIN 38410. Il nous faut admettre que la comparaison est assez décevante. L'effort énorme d'identification n'est pas récompensé par une meilleure estimation. La raison en est que, probablement, les exigences écologiques des espèces sont estimées, comme pour les familles dans l'IBGN, en relation non avec la chimie de l'eau mais bien plus avec les types de substrats, la vitesse du courant et, en conséquence, le niveau d'oxygénation, critères qui ne sont pas représentatifs dans tous les cas, de la pollution organique et encore moins de l'eutrophisation anthropique, de la colonne d'eau.

I. QUELQUES OUVRAGES DE REFERENCE

Pour l'identification des organismes et les indices biocénotiques:

-MICHA J.-C. & NOISET J.-L., 1982.- Evaluation biologique de la pollution des ruisseaux et rivières par les invertébrés aquatiques. Probio-revue , 5(1) , 143 p. (essentiellement pour l'IB)

-EVERAERTS-POLL M., 1987.- Evaluation biologique de la qualité des eaux: clés de détermination des invertébrés des eaux courantes. Centre technique de Mons, 63 p. (essentiellement pour l'IB)

-TACHET H., BOURNAUD M., RICHOUX Ph. & coll., 1980.- Introduction à l'étude des macroinvertébrés des eaux douces. C.R.D.P., Ed. Lyon. (plus particulièrement pour la détermination de l'IBG).

Pour l'indice saprobique:

-SLADECEK V., 1973.- System of water quality from the biological point of view. Arch. Hydrobiol. Beih. Ergebn. Limnol. 7 : 4 + 218 p.

J. EXEMPLES D'APPLICATION

Afin de rendre les indices comparables, il existe un système de classification (tableau ci-dessous) ramenant tous les indices entre 5 (pollution nulle) et 1 (pollution très forte) ce qui permet de cartographier les résultats mais cette transformation constitue une perte d'information importante, comme on pourra s'en rendre compte dans le premier exemple.

Exemple 1: Comparaison des différents indices biocénotiques

Verneaux compare les IB, IQBG et IBG calculés à partir de la somme des 8 prélèvements dans différentes rivières françaises :

- Saône : grand cours d'eau de plaine, pente très faible, courant faible, forte pollution industrielle;
- Dessoubre : rivière à truite, courant élevé, faible pollution organique;
- Bief Rouge : ruisseau de montagne torrentiel, forte pollution organique;
- Drugeon : petite rivière, faible pente, bonne qualité;
- Doulonnes : ruisseau forestier à tendance dystrophe, présence d'acides humiques;
- Ognon : courant faible.

Tout d'abord, on remarque la perte d'information qui résulte de la transformation des valeurs indicielles en classes, les numéros de classes étant peu différents sauf pour la Saône et le Drugeon.

En valeurs brutes, des différences apparaissent: les IBGN et IB sont peu différents quand ils sont élevés du fait d'une biodiversité élevée (Dessoubre); les valeurs de l'IBGN sont un peu réévaluées pour la Saône mais sont diminuées pour les autres cours d'eau rapides.

L'IBGN semble donc corriger un défaut important de l'IB soit la surestimation de qualité. Ces différences proviennent en partie de la composition des groupes faunistiques repères: dans le cas de l'IB, ces groupes sont sommaires et on considère comme indicateurs de bonne qualité des organismes recherchant les courants élevés et beaucoup d'oxygène, ce dernier paramètre étant plus souvent lié à la vitesse du courant qu'à la qualité de l'eau, sauf en cas de pollution organique très forte.

En outre, l'IBGN fait apparaître des différences entre des cours d'eau plus ou moins altérés où l'IB était maximum (Dessoubre, Drugeon, Doulonnes, Ognon). L'IBGN semble donc plus sensible et plus juste, l'appréciation synthétique étant plus proche des réalités de terrain. On peut cependant regretter que Verneaux ne fournisse pas un tableau physico-chimique qui permettrait au lecteur de mieux évaluer l'amélioration que constitue l' IBGN et de voir, notamment, à quels éléments sont dues les différences.

Exemple 2: Influence des microbiotopes sur les valeurs indicielles

Dans l'article de VERNEAUX & coll (1982), il n'y a aucun commentaire précis sur les différences de peuplement entre microbiotopes et sur leurs conséquences au niveau des indices.

Pour deux cours d'eau (Dessoubre, peu pollué et Bief Rouge, très pollué), nous avons calculé les IBG (+ norme AFNOR) des 8 prélèvements séparément en les comparant avec l'indice global. Nous présentons ci-dessous ces valeurs classées en fonction du type de substrat et de la vitesse du courant.

	1 bryoph.	4 herbier	2 cailloux	5 organique	3 gravier	8 sable	6 vase	7 blocs roch
DESSOUBRE
IBG	17	14	13	13	12	11	10	8	20
IBGN	15	15	13	11	12	9	9	12	20
BIEF ROUGE
IBG	5	1	5	1	2	1	1	3	5
IBGN	5	1	4	1	1	1	1	3	6

Des différences très importantes sont notées: IBG de 8 à 17 pour la Dessoubre, avec un IBG global de 20 et 1 à 5 pour le Bief Rouge, avec un IBG global de 6. Les écarts de l'IBGN sont plus réduits pour la Dessoubre (de 9 à 15) ce qui laisse penser que cet indice est un peu moins sensible au facteur substrat.

D'après Verneaux, les indices globaux semblent effectivement correspondre à l'état de qualité de ces deux cours d'eau.

L'effet du courant (tableau ci-dessous) est aussi bien marqué sauf pour le courant très élevé dans la Dessoubre, où le substrat (roche en place) ne constitue pas un élément favorisant une diversité élevée d'où un indice faible.

Ces deux tableaux montrent donc:

-qu'il est fondamental de suivre un protocole de prélèvement très rigoureux car la liaison manifeste des indices au type de substrat et de courant les rend très tributaires de la possibilité de prélever dans tous les microbiotopes;

-qu'on a tendance à classer comme espèces sensibles à la pollution des organismes exigeant des courants élevés et donc une bonne oxygénation qui cependant caractérise aussi les eaux polluées, du moment qu'elles soient bien agitées.

Les modifications introduites dans le tableau de l'IBGN semblent atténuer quelque peu cet effet de substrat et de courant.

Dans ces conditions, quelle signification peut-on accorder à des indices se rapportant à des rivières où seuls quelques microbiotopes sont présents? Il faut en effet s'attendre à une surestimation dans une rivière où domineraient les bryophytes et à une sous-estimation quand le fond est essentiellement constitué de roches en place ou de gros blocs et ce, sans aucune relation avec la qualité de l'eau.

Comparativement à la composition chimique de l'eau et à la présence de rejets manifestes, il est évident que les indices biocénotiques surestiment la qualité des rivières aux eaux rapides et bien oxygénées et sous-estiment la qualité des cours d'eau lents à cause des fonds vaseux et meubles n'offrant pas d'habitats potentiels aux groupes indicateurs figurant dans le haut du tableau de détermination des indices. Il est alors impossible d'avoir des indices élevés dans ces conditions, même si les eaux sont de bonne qualité.

K. AVANTANGES DES MACRO-INVERTEBRES

L'élément le plus positif des méthodes biocénotiques est la simplicité des identifications qui vont jusqu'à des niveaux accessibles notamment à des techniciens, ce qui limite le risque d'erreurs de détermination. En fait, cette limitation est pratiquement obligatoire, l'identification au niveau spécifique étant très difficile et même impossible actuellement pour certains groupes.

Le prélèvement est simple et assez rapide.

La détermination de l'indice par le tableau à double entrée est très aisée mais il faut avoir bien compris la différence entre le repérage des groupes faunistiques indicateurs à partir des unités systématiques représentées par au moins 2 (3) individus et la variété totale déterminée à partir de toutes les unités systématiques.

Bien que les indices biocénotiques aient progressé dans le sens d'une plus grande précision, notamment par l'adoption d'une procédure d'échantillonnage rigoureuse et d'une meilleure distribution des organismes suivant leur sensibilité à la pollution, les indices saprobiques apparaissent cependant beaucoup plus sensibles et mieux corrélés à la composition chimique car on tire parti des renseignements fournis par chaque espèce dont les exigences écologiques sont différentes. Autre avantage: les résultats des comptages et le calcul des indices peuvent être aisément informatisés.

L. INCONVENIENTS DES MACRO-INVERTEBRES

L'inconvénient principal est le manque de précision des indices biocénotiques qui ne correspondent pas systématiquement à la réalité de terrain c'est-à-dire à la présence bien visible de rejets ou à l'altération manifeste de la rivière (présence d'odeurs, de bactéries,…) ni aux teneurs en phosphore et azote. C'est surtout le cas de l'indice biotique pour lequel cet inconvénient provient de l'attribution d'une sensibilité globale à des groupes d'organismes qui ont des exigences écologiques très variées (par exemple, le groupe des Plécoptères, des Trichoptères à fourreau,…): il apparaît alors que, globalement, ces groupes et les indices qui en découlent, sont essentiellement tributaires de facteurs étrangers à la pollution (courant, substrat). Cet inconvénient est atténué avec l'IQBG et l'IBGN.

Les résultats de Verneaux montrent que pour réaliser un prélèvement correct, il importe de bien repérer les microhabitats ce qui augmente le temps de prélèvement et de disposer du matériel adéquat (filet de type surber, transformable en cas de courant très lent).

Le tri de l'échantillon (séparation des différents types d'organismes) demande parfois un temps considérable.

La durée d'intégration n'est pas clairement définie en raison de la durée de vie très variable des organismes considérés.

Un autre inconvénient des méthodes de Verneaux est de ne pas considérer la structure du peuplement c'est-à-dire la proportion des différents organismes présents dans le relevé: dans ces conditions, des peuplements de même composition mais où les organismes sont représentés par des proportions très différentes recevront le même indice alors que la prise en compte des abondances pourrait faire apparaître des altérations, des déséquilibres,…

La méthode belge normalisée conduit à une très nette surestimation de la qualité des rivières polluées à courant rapide et à une sous-estimation dans les rivières à courant lent ce que nous attribuons à la simplification de la procédure de prélèvement, à l'emploi de l'indice de Verneaux le moins satisfaisant (IB) et à son utilisation dans des cours d'eau trop lents alors qu'il avait été conçu pour des rivières rapides.

Les indices saprobiques ont comme inconvénient majeur l'obligation d'une détermination jusqu'à l'espèce ce que peu de personnes peuvent réaliser et ce qui prend beaucoup de temps. Il semble en outre que cet effort qui augmente le temps et le coût des expertises ne se solde pas par une amélioration appréciable de la précision.

Dans tous les cas, on préfèrera maintenant l'IBGN, évolution la plus récente de ces méthodes biocénotiques et l'interprétation ne se limitera pas à la valeur indicielle en 5 classes mais on tentera d'expliquer les anomalies par un recours aux tableaux de résultats bruts et aux conditions stationnelles.

3. CONCLUSIONS GENERALES

Au terme de cet inventaire non exhaustif de techniques d'estimation de la qualité des eaux courantes, assorti de quelques exemples, il est possible de dégager quelques tendances, d'éviter l'emploi de certaines méthodes déficientes et de choisir en connaissance de cause la ou les méthodes les plus adaptées au problème posé à l'expert (voir tableau en fin de conclusion).

Il n'existe évidemment aucune méthode européenne polyvalente. La nature même des paramètres considérés (chimie, bactéries,…) justifie les différences observées entre les méthodes.

Les analyses chimiques restent le seul moyen d'identifier les types de polluants et leurs teneurs. Cependant, à moins de disposer d'un échantillonneur automatique qui réalise un échantillon moyen journalier ou hebdomadaire par exemple, le prélèvement chimique est momentané: la variabilité des résultats reflète les variations horaires, journalières, hebdomadaires des rejets et celles dues aux variations de débit.

En cas de pollution organique chronique, un prélèvement par mois donne une estimation fluctuante de la qualité mais nous avons montré que la moyenne annuelle de ces prélèvements est un bon estimateur. Trois méthodes sont comparées ici (Lisec-Index ; 1979; IHE, 1986; LECLERCQ & MAQUET, 1987) : elles donnent de bons résultats, complémentaires dans certains cas, les paramètres retenus permettant de bien chiffrer la pollution organique et les risques d'eutrophisation anthropique.

Les méthodes bactériologiques sont moins répandues. Nous en avons proposé une (BOVESSE & DEPELCHIN, 1980) qui semble donner satisfaction, les niveaux de contamination fécale correspondant bien aux niveaux de pollution déterminés sur base des autres méthodes chimiques et biologiques.

Les méthodes biologiques offrent comme principal intérêt la capacité d'intégration des variations des facteurs du milieu par des organismes vivant en permanence dans le milieu aquatique. La durée d'intégration dépend notamment de la durée de vie de ces organismes: c'est un paramètre encore mal connu.

Par ailleurs, il s'agit d'une intégration globale. Il est dès lors très difficile de lier les variations des peuplements à un seul paramètre physico-chimique et de pouvoir conclure, de la valeur indicielle, la nature chimique des polluants et leurs teneurs présumées avec précision. L'analyse chimique reste donc un complément nécessaire pour certaines recherches.

Deux types de bioindicateurs ont surtout fait l'objet de recherches importantes: les algues du groupe des diatomées et les macroinvertébrés.

Il apparaît clairement que la précision des estimations, leur fiabilité, la nature même de la bio-indication, sont très variables suivant les méthodes ; les différences sont explicables par le statut de producteurs primaires des végétaux (en particulier les diatomées) et de consommateurs des macro-invertébrés.

Le degré de précision est essentiellement lié à deux facteurs:

-la sensibilité des organismes en priorité à la qualité chimique de l'eau (diatomées) ou à la composante substrat-courant (macroinvertébrés) ce qui est moins intéressant pour une méthode sensée chiffrer le niveau de pollution mais qui peut s'avérer intéressant pour déterminer l'impact de travaux d'aménagement de berges et du lit;

-au niveau d'identification des organismes, obligatoirement jusqu'à l'espèce pour les indices saprobiques et jusqu'à des limites faciles (famille, genre, espèce suivant les groupes d'organismes) pour les indices biocénotiques.

A propos du premier facteur, nous avons montré l'influence de la technique d'échantillonnage sur les indices biocénotiques qui s'avèrent difficilement comparables quand on ne peut pas explorer les mêmes microhabitats dans chaque station. Ce défaut tend cependant à s'atténuer quand on compare les trois méthodes publiées successivement par Verneaux et ses collaborateurs. On constate que la première (indice biotique) a été abondonnée rapidement en France et remplacée avantageusement par l'IBGN.

Les diatomées, réparties de façon plus homogène sur tout substrat sont moins sensibles à ce facteur mais il est préférable de prélever dans des conditions aussi homogènes que possible. Nous avons opté pour la face supérieure des cailloux immergés en zone lotique, les valeurs indicielles obtenues indiquant la validité de ce choix.

Pour le second facteur (niveaux de détermination), on remarque que les indices saprobiques, surtout appliqués aux diatomiques et qui utilisent le niveau spécifique, donnent les meilleurs résultats, proches des moyennes annuelles des paramètres chimiques. Par contre, les indices biocénotiques qui utilisent des niveaux plus élevés de détermination peuvent s'écarter fortement des résultats chimiques.

En fait, toute simplification des protocoles s'accompagne d'une perte d'information et d'un accroissement de l'imprécision des méthodes. Il en est ainsi tant pour les macroinvertébrés que pour les diatomées pour lesquelles existent aussi des méthodes simplifiées basées sur un choix arbitraire d'espèces faciles à identifier ou sur un nombre réduit d'espèces classées en tableaux à double entrée très sensibles aux variations régionales des peuplements.

A Verneaux revient le mérite d'avoir mis au point une méthode qualitative pratique, basée sur un protocole de prélèvement rigoureux et de l'avoir améliorée sur base d'un vaste échantillonnage traité statistiquement: on obtient ainsi des résultats assez valables pour une première approche globale. Le mérite également d'avoir soigneusement décrit les possibilités et les limites de ces méthodes : "il convient de rappeler que les études d'impact plus précises, relevant de l'étude approfondie de phénomènes particuliers, nécessitent le recours aux méthodes fondamentales de l'analyse biocénotique fondées sur la détermination des espèces et le traitement mathématique de données quantitatives".

A ce propos, nous avons montré la supériorité des indices de type saprobique. A condition d'avoir une bonne connaissance systématique et autoécologique des espèces, on est alors assuré d'une estimation fiable et précise de la qualité des eaux. C'est le cas pour les diatomées moyennant un apprentissage plus long et un bon appareillage microscopique. L'identification spécifique des macro-invertébrés, reste un exercice long, difficile et périlleux pour plusieurs groupes ce qui l'exclut pour des expertises de routine pour des raisons de côut et de fiabilité.

Il reste à rectifier quelques idées fausses qui ont parfois la vie dure:

-si l'on opte pour des méthodes précises appliquées par des spécialistes, l'obtention des résultats est plus rapide pour les diatomées (2-3 heures) que pour les analyses chimiques et les macro-invertébrés (temps de tri et d'identification) ; de plus, la capacité d'intégration fait que ce temps doit être en fait comparé à des prélèvements d'eau réalisés à une fréquence supérieure;

-certains ont comparé les indices biocénotiques à une observation à la loupe et les indices diatomiques à une observation microscopique, indiquant par là que les premiers sont simplement moins précis. Il s'agit en fait de tout autre chose: particulièrement sensibles aux composantes morphométriques, les indices biocénotiques sont liés à la fois au type de substrat dominant dans la station (cailloux, vase, végétaux), à la vitesse du courant et à la pollution organique lorsque celle-ci atteint un niveau élevé; ils peuvent donc servir à estimer l'impact de travaux d'aménagement mais sont moins aptes à révéler avec fiabilité des pollutions modérées ou faibles ou l'eutrophisation anthropique. Par contre, les diatomées réagissant surtout aux polluants organiques même pour de faibles teneurs mais se développant également sur tout type de substrat, les indices diatomiques seront particulièrement précis pour l'estimation de tous les niveaux de pollution et d'eutrophisation et seront peu sensibles à des modifications de substrat.

Actuellement, la Région Wallonne dispose d'un réseau de mesures de la qualité chimique et d'un réseau biologique basé seulement sur les macro-invertébrés (IBGN). On trouvera la dernière carte de qualité biologique et écologique dans Everaerts-Poll & Vanden Bossche ( 2000) pour la période 1990-1996. Elle compte 410 stations. Dans l'optique d'une approche globale, il serait souhaitable que ces stations fassent aussi l'objet d'un suivi par un indice diatomique spécifique (IBD ou autre) de manière complémentaire.

Puissent ces quelques réflexions aider à mieux comprendre les inventaires de qualité déjà publiés et à choisir les méthodes les plus adéquates au type de recherche ou d'expertises que l'on se propose d'entreprendre.

4. BIBLIOGRAPHIE

BECKERS B. & STEEGMANS R., 1979.- De kwaliteit van de oppervlaktewateren in Limburg. Rapport non publié du LISEC (Studiecentrum voor ecologie en bosbouw, Gent).

BOVESSE M. & DEPELCHIN A., 1980.- Cartographie de la pollution des cours d'eau de la province de Namur: analyses bactériologiques. Rapport final (janvier 1979-janvier 1980). 25 p.

CABINET GAY Environnement, 1995.- Indice biologique global normalisé NF T 90 – 350 : cahier technique. Grenoble, 69 p.

CEMAGREF, 2000.- Livret guide de l'IBD.

DEGREMONT, 1989.- Memento technique de l'eau. 9ème édition, Lavoisier TEC DOC Ed. 1: 592 p.; 2: 1459 p.

DE PAUW N. & VANHOOREN G., 1983.- Method for biological quality assesment of watercourses in Belgium. Hydrobiol . 100 : 153-168.

EVERAERTS-POLL M., 1987.- Evaluation biologique de la qualité des eaux: clés de détermination des invertébrés des eaux courantes. Centre technique de Mons, 63 p.

EVERAERTS-POLL M. & VANDEN BOSSCHE J.P., 2000.- Evaluation biologique de la qualité des cours d'eau . Centre technique et pédagogique de l'enseignement de la Communauté française, Ed., Framières, 88p., 1 carte h.t.

FABRI R., LECLERCQ L. & SWINNEN G., 1981.- L'étude des Diatomées: généralités et clé pratique des principaux genres observés en eau douce. Probio-Revue , 4(1) : 23-42.

GERMAIN H., 1981.- Flore des diatomées. Paris, Boubée, 444 p.

HUSTEDT F., 1957.- Die diatomeenflora des Fluss-systems der Weser im Gebiet der Hansestadt Bremen. Naturwissensch. Ver. Bremen 34 : 181-440, 1 pl. h.t.

IHE, 1986.- Cartes de la qualité chimique des cours d'eau en Belgique en 1985. Inst. Hyg. Epid., Bruxelles, 49 p.

KRAMMER K. & LANGE-BERTALOT H., 1986.- Süßwasserflora von Mitteleuropa. Bacillariophyceae. 1 Teil: Naviculaceae. G. Fischer Verlag, Stuttgart, 876 p.

KRAMMER K. & LANGE-BERTALOT H., 1988.- Süßwasserflora von Mitteleuropa. Bacillariophyceae. 2 Teil: Bacillariaceae, Epithemiaceae, Surirellaceae. G. Fischer Verlag, Stuttgart, 596 p.

KRAMMER K. & LANGE-BERTALOT H., 1991.- Süßwasserflora von Mitteleuropa. Bacillariophyceae. 3 Teil: (Centrales, Fragilariaceae, Eunotiaceae). G. Fischer Verlag, Stuttgart, 576 p.

KRAMMER K. & LANGE-BERTALOT H., 1991.- Süßwasserflora von Mitteleuropa. Bacillariophyceae. 4 Teil: (Achnanthaceae). G. Fischer Verlag, Stuttgart, 437 p.

KRAMMER K. & LANGE-BERTALOT H., xxxx.- Süßwasserflora von Mitteleuropa. Bacillariophyceae. 5 Teil: Traductions anglaise et française des clés d'identification..

LECLERCQ L. & MAQUET B., 1987.- Deux nouveaux indices chimique et diatomique de qualité d'eau courante. Application au Samson et à ses affluents (Bassin de la Meuse belge). Comparaison avec d'autres indices chimiques, biocénotiques et diatomiques. Inst. roy. Sc. Nat. Belg., Document de travail 38 : 113 p.

MICHA J.-C. & NOISET J.-L., 1982.- Evaluation biologique de la pollution des ruisseaux et rivières par les invertébrés aquatiques. Probio-revue , 5(1) , 143 p.

PIERRE J.-F., 1965.- Aperçus récents sur la recherche algologique en Lorraine. Bull. Acad. Soc. lorr. Sc. 5 : 53-88.

PIERRE J.-F., 1967-68.- Recherches hydrobiologiques sur la Meurthe. Systématique et écologie de la flore algale. Bull. Acad. Soc. lorr. Sc. 6 (1967): 194-208; 7 (1968): 64-81, 150-164.

PIERRE J.-F., 1969.- Etude hydrobiologique de la Meurthe. Contribution à l'écologie des populations algales. Univ. Nancy, Coll. Th. Fac. Sc., Sc. natur., 150 p.

RODIER J., 1975.- L'analyse de l'eau. Eaux naturelles, eaux résiduaires, eau de mer. Chimie, physico-chimie, bactériologie, biologie. Dunod, Tome 2, 364p.

RUMEAU A. & COSTE M., 1988.- Initiation à la systématique des diatomées d'eau douce. Bull. Fr. Pêche Piscic. , 309 : 1-69.

SLADECEK V., 1973.- System of water quality from the biological point of view. Arch. Hydrobiol. Beih. Ergebn. Limnol. 7 : 4 + 218 p.

SLADECEK V., 1986.- Diatoms as indicators of organic pollution. Acta Hydrochimica et Hydrobiologica , Dresden 14(5) : 555-566.

TACHET H., BOURNAUD M., RICHOUX Ph. & coll., 1980.- Introduction à l'étude des macroinvertébrés des eaux douces. C.R.D.P., Ed. Lyon.

VAN DER WERFF A. & HULS H., 1957-1974.- Diatomeeenflora van Nederland. Aflev. 1-9, Abcoude - De Hoef.

VAN HEURCK, 1880-1885.- Synopsis des diatomées de Belgique. Anvers, chez l'auteur. Atlas (1880-1883), 6 p., 138 pl., 6 p. Table alphabétique des noms génériques et spécifiques et des synonymes contenus dans l'atlas (1884), 120 p.. Texte (1885), 6 + 235 p.

VERNEAUX J. & TUFFERY G., 1967.- Une méthode zoologique pratique de détermination de la qualité biologique des eaux courantes. Indices biotiques. Ann. Sc. Univ. Besançon , 3 : 79-89.

VERNEAUX J. & coll., 1976.- Note préliminaire à la proposition de nouvelles méthodes de détermination de la qualité des eaux courantes. Trav. Cent. Hydrobiol. Univ. Besançon et CTGRF, 14 p.VERNEAUX J. & coll., 1982.- Une nouvelle méthode pratique d'évaluation de la qualité des eaux courantes. Un indice biologique de qualité générale (IBG). Ann. Sc. Univ. Franche-Comté Besançon , Biol. anim. , 4(3) : 11-21.

retour au sommaire

retour en haut de page

Université de Liège