walphy life-environnement (life07 env/b/000038) conception

Direction des Cours d’Eau Non Navigables

WALPHY LIFE-Environnement

(LIFE07 ENV/B/000038)

Conception d’un outil d’aide à la décision pour la

restauration hydromorphologique des masses d’eau

en Région Wallonne

Rapport scientifique

Suivis hydromorphologiques et écologiques

Novembre 2013

Laboratoire d’Hydrographie et de Géomorphologie Fluviatile

LHGF - ULg

Unité de Recherche en Biologie Environnementale et Evolutive

URBE – UNamur

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Ce rapport a été rédigé par Gisèle Verniers URBE et Alexandre Peeters LHGF avec

la collaboration de :

Liévin Castelain Claudie Henrotte Marie Halleux Maxime Regnier Aurélie Rivière Adrien Latli Roch Damman Supervision scientifique : Jean-Pierre Descy Mise en page : Philippe Leroy Contribution technique : Julien Lorquet

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Sommaire 1. Introduction bibliographique ................................................................................................................ 5

1.1 Etapes clé et suivi .......................................................................................................................... 7 1.2 Impacts de projets de restauration .............................................................................................. 12

1.2.1 Arasements de barrages ....................................................................................................... 12 1.2.2 Diversification du lit et reméandration ................................................................................... 15 1.2.3 Modification de la géométrie et de la rugosité du lit mineur .................................................. 23 1.2.4 Synthèse ............................................................................................................................... 24

2. Méthodologie ..................................................................................................................................... 26 2.1 Critères de sélection des indicateurs ........................................................................................... 26 2.2 Qualité physique .......................................................................................................................... 27

2.2.1 Cartographie des microhabitats ............................................................................................ 27 2.2.2 Indice Physique ..................................................................................................................... 29

2.3 Indice physico-chimique............................................................................................................... 32 2.4 Indices biologiques ...................................................................................................................... 33

2.4.1 Macrophytes .......................................................................................................................... 33 2.4.2 Macroinvertébrés................................................................................................................... 34 2.4.3 Populations de poissons ....................................................................................................... 38

3. Masses d’eau du Bocq ...................................................................................................................... 44 3.1 Choix des stations ........................................................................................................................ 44 3.2 Station de contrôle : Bocq à Sennene ......................................................................................... 44

3.2.1 Contexte local et description du milieu physique .................................................................. 44 3.2.2 Analyse physico-chimique ..................................................................................................... 50 3.2.3 Analyses biologiques ............................................................................................................ 51

3.3 Continuité longitudinale................................................................................................................ 55 3.3.1 Station de Spontin village ...................................................................................................... 55 3.3.2 Passe à poissons d’Yvoir au lieu-dit « le Maka » .................................................................. 89

3.4 Continuité latérale ........................................................................................................................ 97 3.4.1 Bocq à Spontin – Vivaqua (Sainte-Catherine) ...................................................................... 97 3.4.2 Bocq à Emptinal .................................................................................................................. 113 3.4.3 Ruisseau du Leignon à Haljoux .......................................................................................... 131

3.5 Synthèse .................................................................................................................................... 156 3.6 Discussion .................................................................................................................................. 158

3.6.1 Arasement de déversoirs .................................................................................................... 158 3.6.2 Reméandration .................................................................................................................... 158 3.6.3 Saison d’échantillonage ...................................................................................................... 160 3.6.4. Suivi .................................................................................................................................... 161

3.7 Conclusion ................................................................................................................................. 162

4. Masse d’eau de l’Eau Blanche ........................................................................................................ 164 4.1 Station de Mariembourg............................................................................................................. 164

4.1.1 Contexte local et description du milieu physique ................................................................ 164 4.1.2 Évaluation de la qualité écologique .................................................................................... 175

4.2 Station de Nismes ...................................................................................................................... 196 4.2.1 Contexte local et description du milieu physique ................................................................ 196 4.2.2 Évaluation de la qualité écologique.................................................................................... 202

4.3 Station de Boussu-en-Fagne ..................................................................................................... 221 4.3.1 Contexte local et description du milieu physique ................................................................ 221 4.3.2 Évaluation de la qualité écologique .................................................................................... 231

4.4 Comparaison entre les trois stations ......................................................................................... 245 4.5 Conclusion ................................................................................................................................. 248

5. Conclusion générale………..…………………………….………………………………………………249

6. Bibliographie .................................................................................................................................... 251

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1. Introduction bibliographique

Diverses modifications engendrées par l'Homme et ses activités ont mis à mal l'intégrité des milieux aquatiques, tant au niveau physico-chimique que morphologique. Ces deux facteurs influent de manière importante sur la diversité des organismes animaux et végétaux et le fonctionnement des écosystèmes.

Cette situation a poussé l'Union Européenne à adopter la Directive-cadre sur l'Eau (DCE 2000/60/CE), qui impose aux états membres d'atteindre le « bon état écologique » des masses d'eau de surface à l'horizon 2015. En Wallonie, comme ailleurs, la première étape a consisté à évaluer l'état général des milieux aquatiques, dans l'objectif de définir le niveau de qualité à atteindre, à plus ou moins longue échéance, et à adopter un programme de gestion et de surveillance par cycles de 6 ans (Tricot, 2011).

Trois aspects sont pris en compte dans l’état écologique des masses d’eau de surface : la physico-chimie, la biologie et l'hydromorphologie. Ce dernier point nous intéresse plus particulièrement. La qualité du milieu physique est mesurée en Région Wallonne, via l'indice Qualphy

1. En 2006, sur les

355 masses d'eau de la Région wallonne, 246 sont dites naturelles, avec un indice Qualphy (simplifié dans ce cas-ci) supérieur à 40/100, soit de moyen à très bon. Sont « fortement modifiées » les 92 masses d'eau dont l'indice est inférieur à 40. Dix-sept masses d'eau sont qualifiées d'artificielles. La morphologie des cours d'eau ainsi que les entraves à la continuité longitudinale (libre circulation des sédiments et des organismes) sont les deux principaux problèmes entraînant une mauvaise qualité hydromorphologique (Gérard, 2007).

Entre 2004 et 2009, 320 masses d'eau ont été évaluées sur base des 4 indicateurs biologiques que sont les macroinvertébrés, les macrophytes, les poissons et les diatomées. Au total, 48 % n'atteignent pas le bon état. Ce nombre tombe à 36 % pour le district hydrographique de la Meuse, avec un effet plus marqué pour les sous-bassins Sambre et Meuse aval (Keulen, 2011).

Au final, pour le district de la Meuse, qui rassemble 257 masses d'eau à lui seul, les objectifs environnementaux prévoient que 4 % atteindront le très bon état en 2015 et 55 % le bon état. Le bon état sera atteint par 30 % des masses d'eau en 2021, 8 % en 2027 et 3 % à une échéance encore supérieure, ou en besoin de dérogation. Si la situation est moins problématique que pour le district de l'Escaut (seulement 11 % en bon état en 2015), il apparaît néanmoins que 41 % des masses d'eau du district mosan n'atteindront pas le bon état en 2015. Ces chiffres situent l'état actuel des masses d'eau wallonnes (Libert, 2011).

Outre la qualité de l'eau, la structure physique du cours d'eau peut freiner le retour à un bon état écologique. La restauration hydromorphologique des masses d'eau est donc un élément incontournable pour satisfaire les exigences de la DCE.

Les interventions anciennes sur lesquelles il faut agir sont multiples ; rectification, modification du tracé, recalibrage (voire plus rarement canalisation en cunette bétonnée), ouvrages transversaux etc. mis en place pour diverses raisons ont eu un impact majeur sur la diversité des habitats des rivières ainsi que sur la libre circulation des sédiments et des organismes (Malavoi et Adam, 2007).

L’impact peut être évalué via des méthodes conçues pour l’estimation de la qualité hydromorphologique, mais aussi via un éventuel bénéfice pour les éléments de qualité biologique. Pour ces derniers, on recourt souvent à des indices biotiques reflétant l’état des communautés aquatiques.

Différents facteurs influencent la distribution, la densité et la diversité des organismes aquatiques, tant animaux que végétaux : l’hétérogénéité des substrats, l’hétérogénéité des faciès d'écoulement, le temps, la variabilité site-spécifique, la variabilité inter-annuelle, le couvert de la ripisylve, l’attractivité, la proximité d'une source de colonisation, le mode de dispersion/colonisation, la qualité de l'eau, le colmatage du substrat, la stabilité du lit et des berges, les substances toxiques, la présence de caches constituant un refuge vis-à-vis des prédateurs etc.

1 Indice de la qualité physique du milieu basé sur l'évaluation du lit mineur, des berges et du lit majeur, qui donne à un cours d'eau une cote globale sur 100. AERM, 1996.

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Il est certain que tous ces facteurs agissent de concert et exercent une influence mutuelle l'un sur l'autre (Castelain 2013).

Au niveau temporel, une modification s'opère immédiatement après travaux. Il semble que 2 à 3 ans soient une période nécessaire à une stabilisation des communautés. Mais comme le rappellent Lorenz et al. (2009), les facteurs qui empêchent/entravent le retour, ou le temps de retour, à un bon état ne sont pas encore bien connus. Une rivière n'est pas l'autre et la variabilité site-spécifique est peut-être un facteur prédominant (Doyle et al., 2005).

Un autre type de variabilité mis en évidence par Brooks et al. (2002) est la grande variabilité spatiale au sein d'un même cours d'eau, qui fait qu'échantillonner deux radiers espacés d'une centaine de mètres peut donner des densités et diversités notablement différentes. Pedersen et Friberg (2003) confirment avec des prélèvements dans des rapides différents selon leur état de « consolidation » (stabilité). Les rapides instables ont une densité deux fois et demi supérieure que les rapides compacts, surtout à cause des diptères. La diversité y est également supérieure, mais il y a dominance des espèces à haut potentiel de colonisation.

Herbst et Kane (2009) quant à eux constatent une forte variation inter-annuelle de la densité, que la rivière soit restaurée, naturelle ou canalisée, donc sans tendance avant / après travaux pour les tronçons restaurés.

Enfin, il est important de souligner aussi que si l'impact sur les invertébrés est parfois faible, une amélioration notable peut être visible au niveau des populations de poissons.

Si tous les éléments sont réunis pour accueillir une faune et une flore abondante et diversifiée, y compris la qualité de l'eau, le temps pour arriver à cet objectif va surtout dépendre du processus de colonisation. Il y a une grande dépendance de l'afflux d'organismes provenant de l'amont dans ce processus (Wallace, 1990). Cela ne pose pas de problèmes aux grandes rivières, mais c'est moins le cas pour les petites, et surtout pour les têtes de bassins (Pedersen et al., 2007), où, dans le cas des insectes à stades larvaires aquatiques, la colonisation aérienne par les imagos est essentielle (Wallace, 1990). Ainsi un site non-impacté à proximité servant de hot spot de colonisation peut diminuer le temps nécessaire à un rétablissement des communautés (Lorenz et al., 2009). Les individus provenant de l'aval par déplacements plus ou moins aléatoires ne sont pas une source significative de colonisation, contrairement aux poissons qui sont beaucoup plus mobiles (Wallace, 2009), à condition qu'il n'y ait pas d'obstacles à leur circulation (Bureau d'étude Eaux continentales, 2008).

Spänhoff et Arle (2007) suggèrent que les scientifiques et les gestionnaires devraient s'intéresser à l'ensemble du bassin versant pour évaluer le potentiel d'amélioration de la biodiversité. En effet, les travaux vont certainement promouvoir l'établissement d'une communauté plus diversifiée, mais c'est au final l'individualité de chaque rivière qui va être déterminante.

Pour les macrophytes, l’amélioration de la « channel complexity » à la suite des travaux joue un grand rôle dans la rétention des propagules provenant de l'amont, principal mode de colonisation des hydrophytes (Lorenz et al., 2012). Les hélophytes et plantes de berges se disséminent mieux grâce à de petites graines et des banques de graines persistantes (Biggs et al., 1996).

La colonisation des macrophytes sera un avantage certain pour les macroinvertébrés (et les poissons) car chaque forme de croissance est un habitat, une nurserie, une source de nourriture directe ou indirecte (épiphyton, rétention des matières organiques particulaires grossières / fines) pour une multitude d'espèces différentes. En outre les macrophytes diversifient aussi les faciès d'écoulement en augmentant la vitesse entre les amas et en la réduisant à l'intérieur (Biggs et al., 1996 ; Pedersen, 2003).

Le repiquage manuel de macrophytes est une aide possible à apporter au système. L'objectif premier de cette pratique peut être de protéger les berges contre l'érosion.

Un autre problème non négligeable est l'impact des travaux en aval ; celui-ci va surtout dépendre de la quantité de particules fines mises en suspension. Dans le cas des barrages, la quantité de sédiments piégés au fil des années sera un facteur déterminant, de même que la présence de substances toxiques accumulées dans ceux-ci (Stanley et al., 2002).

Un point intéressant de la diversification du milieu est la création de zones refuges en cas de crue. Neigishi et al. (2002) ont constaté une diminution substantielle de l'abondance et de la diversité en invertébrés dans des rivières canalisées soumises à des crues. L'effet est beaucoup moins marqué dans les rivières naturelles, où rochers, rondins, bras-morts etc. offrent autant d'abris.

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De nombreuses études sur les populations de poissons ont été réalisées à travers le monde, suite à des travaux de restauration (Henrotte 2013). Les conclusions quant aux espèces favorisées diffèrent d’un cas à l’autre et également en fonction du type d’aménagement. Cependant, il en ressort que c’est après trois ans qu’il ne semble plus y avoir de différences significatives entre la réhabilitation, le suivi, et la réponse en termes des populations de poissons. Par contre, directement après les travaux, l’état des populations semble se détériorer, pour bénéficier ensuite de la restauration. De plus, de nombreux aménagements semblent favoriser les petites espèces car ils leur permettent de trouver des habitats favorables dans des zones de faibles profondeurs, qui ont moins d’intérêt pour des

poissons de plus grande taille.

L'amélioration de la situation initiale est donc modulée par une série de facteurs plus ou moins contrôlables. Les impacts d'aménagements sont ainsi multiples et complexes, et il est difficile de faire ressortir des généralités à ce sujet.

1.1 Etapes clé et suivi

Différentes étapes clé sont nécessaires afin de mener à bien un projet de réhabilitation de cours d’eau dont l’objectif ultime est de rétablir l’intégrité des écosystèmes fluviaux en restaurant la dynamique et la connectivité des rivières (Shields Jr. et al., 2003).

La première étape consiste à définir la typologie géodynamique fonctionnelle du cours d’eau (Biotec et Malavoi, 2006). Cette dernière, déterminée à l’échelle de tronçons géomorphologiques homogènes

2,

dépend (1) des caractéristiques géomorphologiques du cours d’eau c’est-à-dire de tout ce qui concerne sa géométrie, ses faciès d’écoulement, ses substrats et l’intensité actuelle ou potentielle des processus d’érosion latérale, verticale et de transport solide ; (2) de ses caractéristiques écologiques globales et (3) de ses capacités d’ajustement géomorphologique suite à des travaux de restauration (Adam et al., 2007). Ce dernier point est étroitement lié à la puissance spécifique du cours d’eau. En effet, d’après Brookes (1988), les cours d’eau d’une puissance spécifique comprise entre 25 et 35 W/m² sont capables d’un réajustement morphologique. Ceux qui présentent une plus faible puissance (10-15 W/m²) sont plus difficiles à restaurer étant donné que la dynamique du cours d’eau ne suffira pas pour permettre ce réajustement naturel.

Dans la deuxième étape, il s’agit de retracer l’historique du cours d’eau, de mentionner toutes les interventions humaines qu’il a subi au fil du temps et de mettre en évidence les dysfonctionnements associés tant aux niveaux morphologique, écologique qu’hydraulique. A titre d’exemple, les dysfonctionnements couramment associés à la rectification sont l’homogénéisation des faciès d’écoulement, des variables d’écoulement et des substrats menant à une banalisation généralisée des habitats aquatiques (Malavoi et Adam, 2007). Ensuite, en fonction des résultats de l’étape précédente, les scientifiques énumèrent les différents types de restaurations possibles avec, pour chacun d’entre eux, l’évaluation d’un « score d’efficience probable ». Les projets proposés doivent répondre à deux objectifs : SMART (Specific, Measurable, Achievable, Realisable and Time-bound) et WAFA (Worthwhile And with Future Application) c’est-à-dire, en trois mots, qu’ils doivent être utiles, réalistes et réalisables (Mant et Janes, 2008). L’estimation d’un tel score permet de déceler l’opération de restauration qui présenterait le meilleur taux de réussite. Plus précisément, ce score est évalué à l’échelle du tronçon géomorphologique homogène et

2 Six entités emboitées sont habituellement distinguées sur les cours d’eau présentant chacune, à leur échelle, une homogénéité des processus géomorphologiques et des processus écologiques qui leur sont corrélés (Malavoi, 2000 in Malavoi et Adam, 2007) :

Secteur : plusieurs milliers de fois la largeur du lit (L)

Unité : quelques milliers de fois L

Tronçon : plusieurs centaines de fois L

Sous-tronçon : quelques centaines de fois L

Segment : une centaine de fois L

Faciès : quelques dizaines de fois L. C’est l’entité représentée par le tronçon géomorphologique homogène qui est la plus pertinente pour décrire et gérer un cours

d’eau. Un tronçon est dit homogène lorsque ces caractéristiques géomorphologiques le sont également : géométrie (largeur, profondeur), pente, sinuosité, style fluvial…

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repose sur les valeurs de cinq variables : la puissance spécifique (en W/m²), les apports solides, l’érodabilité des berges, l’emprise disponible et la qualité de l’eau (Tableau 1.1). L’idée est donc que « plus un cours d’eau est puissant ; plus ses berges sont facilement érodables et plus les apports solides sont importants. Par conséquent, meilleure est la garantie de réponse positive du système ; plus rapide sont les résultats ; plus grande est la pérennité des bénéfices écologiques de la restauration et moindre est le coût, puisque le cours d’eau effectue lui-même une partie du travail de restauration » (Adam et al., 2007).

Tableau 1.1 : Variables permettant d’évaluer un « score d'efficience probable » de la restauration envisagée (Adam et al., 2007).

Une seconde évaluation est nécessaire, il s’agit de vérifier si le linéaire concerné par le projet est pertinent par rapport à la taille du cours d’eau. En règle générale, les dimensions significatives pour la restauration de tronçons de cours d’eau sont de l’ordre de 100 fois la largeur de celui-ci (Adam et al., 2007).

Une fois que la pertinence du projet est bien établie, les travaux peuvent être mis en route. A partir de ce moment, il est important de pouvoir vérifier la réussite de l’action de restauration par rapport aux objectifs fixés ; de pouvoir valoriser l’action mise en œuvre et de comparer des actions de restauration entre différents sites. Pour cela, il est nécessaire de mettre en place des suivis permettant d’évaluer les réponses du milieu. Ils peuvent porter sur les paramètres hydromorphologiques, biologiques ou physico-chimiques (Adam et al., 2007).

Il est intéressant de reprendre les trois étapes principales de réalisation de travaux de restauration dont les deux premières ont déjà été décrites précédemment : (1) l’analyse de la situation correspondant à l’état initial, (2) la conception et la réalisation du projet et (3) le suivi et l’évaluation de la restauration (Pierron et Monnier, 2005). En moyenne, ce suivi s’étend sur 5 à 10 ans, jusqu’au moment où les normes de réussite sont atteintes. Les mesures ne sont pas pour autant stoppées, en effet, elles sont poursuivies mais allégées pendant 10 à 20 ans afin de s’assurer de l’efficacité du projet à long terme. Si les normes ne sont pas atteintes, le projet est réexaminé : soit les objectifs étaient irréalisables et sont à revoir, soit des actions correctrices sont à mettre en œuvre (Pierron et Monnier, 2005). De plus, le bon déroulement de projets est bien souvent freiné par le manque de financement, de temps et/ou de personnel (Bazin et Barnand, 2002).

Aux Etats-Unis et plus précisément dans l’état de Californie, plus de 4.023 projets de restauration ont été réalisés depuis 1980. Près de 89% des projets ont inclus un suivi dans leurs procédés de restauration, sans réel protocole établi. La moitié seulement des projets ont établi des suivis biologiques et physiques, et ont eu recours à la prise de photos. Environ 1/3 ont mené des contrôles chimiques à peu près conformes aux résultats nationaux (Bernhardt et al., 2007 in Kondolf et al., 2007). Les principales contraintes sont le manque de financement (48%) et le manque de temps du personnel (32%). Enfin, 25% des projets n’ont pas rendu leurs résultats publics, ils se sont limités à les remettre aux bailleurs de fonds et aux agences délivrant les permis des projets (Kondolf et al., 2007).

A l’heure actuelle, peu de pays européens ont adopté une méthode standard de suivi de restauration hydromorphologique des cours d’eau ce qui rend difficile la comparaison des résultats et des techniques utilisées. Un des problèmes c’est que la nature des paramètres à surveiller est fortement dépendante des situations mais également des objectifs fixés qu’ils soient physique (morphologique et hydrologique), écologique ou en rapport avec la qualité de l’eau (England et al., 2008) (Tableau ). De plus, bien souvent, les études ne se limitent pas au suivi d’un seul paramètre mais prônent une

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approche multi-paramètres, plus intéressante pour l’étude de l’écosystème (Boon, 1998 in England et al., 2008).

Tableau 1.2 : Paramètres à surveiller en fonction des objectifs définis (adapté de Skinner et al., 2007 in England et al., 2008).

C’est pourquoi, en France, l’Onema, les Agences de l’eau, le Ministère en charge de l’Écologie et l’IRSTEA se sont rassemblés afin d’« aller vers un suivi harmonisé des opérations de restauration ». Dans ses rapports, l’Onema présente deux niveaux de suivi, un minimal et un amélioré. Le suivi scientifique minimal met en évidence les mesures à réaliser a minima pour toute opération de restauration hydromorphologique. Quant au suivi scientifique amélioré, il s’agit d’ajouter « à la carte » des paramètres en fonction des objectifs des travaux et de leur niveau d’ambition (Malavoi et Souchon, 2010).

A minima, la mise en place d’une étude de suivi ne se justifie que lorsque les interventions ont des effets mesurables sur le milieu. Aussi, les deux cas pouvant faire l’objet d’étude de suivi sont les suivants :

1) lors d’une intervention sur un linéaire d’un minimum de 50 fois la largeur moyenne de

plein bord du cours d’eau ;

2) lors d’une intervention sur un ou plusieurs obstacles transversaux (barrages, seuils…) d’une hauteur de chute supérieure à 2 mètres.

En ce qui concerne les aménagements réalisables sur un linéaire, ils comprennent entre autres le reméandrage, la suppression des digues, la reconstitution du matelas alluvial et la remise du cours d’eau dans son talweg. Quant aux aménagements qui concernent les obstacles transversaux, ils peuvent être de deux ordres : l’arasement total ou partiel.

Ces catégories d’interventions induisent généralement deux types d’échelles de réponses au niveau spatial : locale ou globale. Selon les experts, dès que les interventions ont lieu sur des linéaires d’une longueur 100 fois supérieure à la largeur du lit à pleins bords, les réponses hydromorphologiques et biologiques sont dites globales. Sur des linéaires inférieurs, les réponses sont plus locales. D’autre part, la suppression d’un obstacle induit généralement une réponse globale alors que si le cours d’eau en compte d’autres, cette réponse sera plus locale.

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C’est en fonction des interventions effectuées et des échelles de réponses (locale ou globale) que le type de stratégies de suivi d’opération de restauration hydromorphologique est défini (Figure 1.1). Quatre cas de stratégies d’échantillonnage sont ainsi mis en évidence.

Figure 1.1 : Choix de la stratégie d'échantillonnage de l'étude de suivi à mettre en œuvre en fonction du type d'intervention et de la réponse probable (Navarro et al., 2012).

De manière générale, pour les 4 cas de stratégies d’échantillonnage, les paramètres faisant partie intégrante des suivis géomorphologique et écologique sont repris en détails dans ce paragraphe. Ce premier suivi inclut une cartographie des faciès d’écoulement ; un lever d’un profil en long s’intéressant à la ligne d’étiage avec prise en compte du point le plus bas du lit (un point par largeur du lit mineur) ; un levé de profil en travers (un profil toutes les 3 largeurs du lit mineur) et des mesures granulométriques (un échantillon toutes les 5 largeurs du lit mineur et si possible, sur des faciès tels que radier ou plat). Ce second suivi englobe, quant à lui, des mesures prises au niveau du lit mineur, du lit moyen et du lit majeur. Dans le lit mineur, des pêches électriques sont effectuées ainsi que les inventaires hydrobiologiques suivant le protocole DCE. Dans le lit moyen, un inventaire faunistique et floristique des bancs alluviaux doit être réalisé. Enfin, si le lit majeur est concerné par les travaux, une cartographie de l’occupation des sols et du corridor alluvial ainsi qu’un inventaire floristique et faunistique des annexes hydrauliques restaurées sont établis (Adam et al., 2007).

Des paramètres hydrologiques et de qualité de l’eau peuvent être également ajoutés afin de compléter le suivi. Ces deux derniers sont particulièrement intéressants lorsque l’objectif est l’atteinte du bon état chimique (England et al., 2008).

En plus des deux échelles de réponse, on peut distinguer trois échelles d’investigation pour les mesures des paramètres et les collectes de données : (1) une stationnelle (au niveau d’une ou plusieurs stations représentatives du linéaire restauré : chaque station mesure 15 fois la largeur du cours d’eau à plein bord), (2) une sur l’ensemble du réseau linéaire restauré et (3) une étendue à un ou plusieurs sites (mesure des effets en dehors de la zone restaurée, micro-stations de faible longueur : environ 6 fois la largeur du cours d’eau à plein bord) (Navarro et al., 2012). Le choix d’une échelle d’investigation est fonction des effets attendus par la restauration mais également du type de projet envisagé. En effet, un projet impliquant des méthodes bien maîtrisées présente, à petite échelle, un faible risque d’échec assurant donc, des résultats concluants. Par conséquent, ce projet nécessite moins de surveillance. A l’opposé, lorsqu’on teste un projet intégrant de nouvelles méthodes, à large échelle, le risque d’échec est plus élevé. Dans ce cas, le succès n’est pas forcément assuré mais cette situation permet d’apprendre des erreurs rencontrées (Figure 1.2) (Mant

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et Janes, 2008). En revanche, quel qu’en soit le choix, des mesures de l’état avant restauration sont fondamentales et incontournables avant le suivi (Malavoi et Souchon, 2010).

Figure 1.2 : Lien entre échelle d’investigation et risque du projet. Légende : Small : < 100 mètres, Medium : entre 100 et 500 mètres et Large : > 500 mètres (Mant et Janes, 2008).

Idéalement, l’étude de l’état initial s’étale 3 ans avant le commencement d’un projet de restauration (N-3, N-2 et N-1) au cours desquels les paramètres physico-chimiques et biologiques sont analysés suivant une méthodologie définie. Majoritairement, ces 3 ans de suivi sont réduits à deux voire un an(s) étant donné la durée d’instruction d’un dossier loi sur l’eau en France (N-2 et N-1). Bien entendu, plus le temps de suivi sera long, plus il prendra en compte la variabilité inter-annelle naturelle des populations et par conséquent, sera plus représentatif de la réalité. Une alternative serait de suivre simultanément les éléments biologiques sur des stations de référence (si possible). En ce qui concerne les paramètres hydromorphologiques, ils sont mesurés uniquement l’année précédant les travaux (N-1). L’étendue du suivi de cet état initial dépend de celle définie pour l’étude de l’état après travaux (post-restauration) (Malavoi et Souchon, 2010 ; Navarro et al., 2012).

L’étude de l’état post-restauration démarre directement l’année des travaux (N) avec les paramètres hydromorphologiques qui sont mesurés suivant la même méthodologie qu’utilisée pour l’état initial afin de rendre possible, par la suite, la comparaison entre les deux états. Le second suivi se fait 3 ans après travaux (N+3), à ce moment-là, ce sont les paramètres hydromorphologiques, biologiques et physico-chimiques qui sont analysés. L’étude de ces deux derniers paramètres est poursuivie les deux années suivantes (N+4 et N+5). Quant aux paramètres hydromorphologiques, le 3

ème suivi est

calé sur la crue morphogène. En règle générale, cette dernière a lieu entre l’année N+3 et N+6, si elle ne se produit pas dans cet intervalle, on effectue le suivi 6 ans après travaux (N+6) (Malavoi et Souchon, 2010 ; Navarro et al., 2012).

Comme indiqué, le suivi biologique ne démarre idéalement que 3 ans après travaux et ce, afin de laisser le temps à la recolonisation du réseau hydrographique et à la réalisation des cycles biologiques dont la durée varie en fonction des groupes d’organismes : algues (< 1 an), macroinvertébrés (< 1 an à 3 ans) et poissons (3 ans et plus) (Navarro et al., 2012) (figure 1.3).

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Figure 1.3 : Programme de suivi scientifique minimal de l’hydromorphologie, de la biologie et de la physico-chimie (Navarro et al., 2012).

1.2 Impacts de projets de restauration

Le passage en revue de projets de restauration antérieurs réalisés à l'étranger permettra de voir à quels types de résultats des travaux de restauration tels que réalisés dans le cadre du projet Walphy peuvent mener et quels sont les facteurs qui modulent l'évolution du système.

1.2.1 Arasements de barrages

Une modification communément réalisée sur les rivières était la construction de barrages/déversoirs. L'impact est évident ; le niveau monte dans la zone amont sur une plus ou moins longue distance, le courant ralentit, avec les conséquences habituelles de cet aménagement : sédimentation, réchauffement de l'eau et uniformisation du milieu.

Aux États-Unis, dans le Wisconsin, Stanley et al. (2002) ont suivi l'arasement d'un barrage dans le cadre d'un projet de restauration. Les nouvelles berges exposées ont été stabilisées par enrochement et végétalisation.

Un an seulement après les travaux, un shift de la communauté de macroinvertébrés de lentique à lotique était visible. Le tronçon anciennement inondé ne diffère pas significativement de la zone de référence amont ; avant travaux, les vers Tubificidae et les Chironomidae Chironomus et Polypedilum comptaient pour 59 % de tous les individus collectés dans la zone inondée, avec en plus une population importante d'un genre fouisseur d'éphémère (Hexagenia). Le contraste est évident avec le site de référence dont 56 % de la communauté sont composés principalement de Trichoptères tisseurs de filets (Cheumatopsyche et Ceratopsyche), de vers Naididae, de Chironomidae Orthocladius, et de l'éphémère Heptageniidae Stenonema.

Le peuplement des poissons s’est ainsi mofifié en faveur des espèces rhéophiles sans donner de détails malheureusement, puisque cette étude était centrée sur les macroinvertébrés.

Du point de vue sédiments, la proportion 75 % limon/sable et 25 % graviers s'est inversée.

En Pennsylvanie, un barrage de 2 m de haut a été arasé en 2000 (Bushaw-Newton et al., 2002). À la suite de l'arasement, le fond est rapidement devenu plus grossier par le lessivage des dépôts de fine granulométrie.

Au niveau invertébrés, la retenue était caractérisée par des espèces limnophiles, telles que les Éphéméroptères Caenidae, les Chironomidae et les Oligochètes. Après 9 mois, l'assemblage était plutôt rhéophile, avec des représentants variés d'Éphéméroptères, Trichoptères et Plécoptères.

Pour ce qui est des poissons, les espèces rhéophiles typiques nord-américaines avaient colonisés l'ancienne retenue, avec une abondance moyenne similaire aux zones contrôles en amont et en aval. Une variation de l'abondance des espèces limnophiles a vu s'accroître les crapets (natifs d'Amérique du Nord : Ambloplites sp. et Lepomis sp.) et diminuer la carpe (Cyprinus carpio), le carassin (Carassius auratus) ainsi que d'autres cypriniformes locaux.

Un changement global s'est donc produit vers un peuplement plus rhéophite, avec toutefois

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conservation de toutes les espèces anciennement présentes avant l'arasement, et malgré tout l'essor des crapets.

Malheureusement les auteurs ne donnent aucun chiffre. Les études quantitatives sont d'ailleurs rares, comme le déplorent Doyle et al. (2005). Ces derniers ajoutent qu'un impact positif sur les populations de poissons peut se faire ressentir pour les espèces migratrices, et plus spécialement les espèces anadromes qui se reproduisent au sommet du continuum fluvial.

Si Stanley et al. (2002) n'ont pas mis en évidence un impact significatif sur la zone aval du barrage, ce n'est pas le cas de Thomson et al. (2005), qui y ont remarqué un impact profond dans l’année qui a suivi la restauration. L'arasement d'un barrage en Pennsylvanie a fait décroître la densité des macroinvertébrés de 60 % sans variation notable de la diversité, et la biomasse algale – mesurée par la chlorophylle a– de 70 %, avec une diminution de la richesse spécifique des diatomées de 20 %.

En outre, Stanley et Doyle (2003) mettent en garde sur l'impact préjudiciable potentiel sur l'aval du cours si les sédiments ont accumulé des produits toxiques comme des hydrocarbures, des PCB ou autres. L'impact reste toutefois hypothétique puisque Bushaw-Newton et al. (2002) n'ont pas montré d'impact sur la concentration en HAP (hydrocarbures aromatiques polycycliques) dans les sédiments fins en aval, malgré la haute teneur présente à l'origine dans la retenue (figure 1.4). L'impact sur les poissons en aval a été majeur à cause des mouvements et dépôts de sédiments. Un an après, l'abondance des espèces de rapides

3 était revenue au niveau de pré-restauration, mais la composition

spécifique et les structures d'âges sont très différentes.

Figure 1.4 : Concentration en HAP en ng/g de matière sèche dans la retenue d'eau (impoundment) et en aval du barrage (downstream), avant (2000) et un an après l'arasement du barrage. Bushaw-Newton et al., 2002.

Hansen et Hayes (2011) ont fait le suivi de 8 rivières du Michigan et du Wisconsin, dont les barrages (1,40 à 5,50 m) ont été retirés entre 1 et 40 ans avant. Si au final le résultat est le même, la durée de un an de Stanley et al. (2002) pour un retour à un système lotique n'est pas en accord avec les données. Cette étude-ci est bien plus pessimiste (figure 1.5).

Au niveau richesse taxonomique, un modèle basé sur les observations prévoit une augmentation de celle-ci jusqu'à la valeur du site de référence après 15 ans. L'évolution curvilinéaire indique une augmentation rapide les 5 premières années, suivie d'un ralentissement. Les groupes relativement sensibles (Trichoptères Brachycentridae et Glossosomatidae, Éphéméroptères Ephemerellidae et Plécoptères Perlidae) arrivent après environ 7 ans. Par ailleurs la zone aval de l'ancien barrage est aussi impactée par l'arasement, mais différemment selon les rapides et les radiers

4. Les rapides se

trouvent améliorés au niveau richesse, mais pas les radiers qui suivent la même tendance que pour la

3 Le terme est utilisé ici pour désigner une zone de courant rapide à surface turbulente et d'une profondeur inférieure à 50 cm. Substrat généralement de classe granulométrique élevée (pierres, blocs).

4 Le terme est utilisé ici pour désigner une zone de courant modéré à surface assez peu turbulente et d'une profondeur comprise entre 5 et 150 cm. Substrats variés.

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retenue d'eau.

Le double de temps, soit 30 années, est requis pour l’atteinte d’un maximum de densité dans la retenue. Comme pour la richesse, un comportement inverse entre rapides et radiers est observé à l'aval, Toutefois la variabilité apparente des points sur le graphe laisse circonspect quant à la pertinence d'une régression.

Les guildes trophiques sont également modifiés ; les racleurs tendent à augmenter par rapport au site de référence, de même qu'en aval. Le chenal créé par l'eau dans l'ancienne retenue d'eau est moins large, donc illuminé, avec mise à nu des substrats solides, et donc prolifération du périphyton, ce dernier étant la nourriture des racleurs. Les auteurs n'ont par contre pas trouvé d'explications pour l'augmentation des racleurs en aval de l'ancien barrage.

Figure 1.5 : Pourcentage de différence entre l'ancienne retenue (impoundment) et la zone aval (downstream) par rapport à la zone de référence amont (non-impactée) pour la richesse, la densité, les racleurs (scrapers) et les collecteurs (collector-gatherers). Un point en deçà la ligne horizontale indique une valeur moindre que la référence tandis qu'une valeur au delà de la ligne horizontale indique une valeur supérieure à la référence. Les barrages ont été arasés 1, 3, 7, 14, 15, 20, 33 et 40 ans avant l'étude. Les lignes pleines et pointillées indiquent les régressions retenues pour les rapides et les radiers respectivement. Modifié de Hansen et Hayes, 2011.

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Les collecteurs sont favorisés par le mouvement des sédiments fins et dominent dans l'ancienne retenue d'eau pendant 25 ans. La stabilisation du nouveau chenal et de ses berges fait diminuer progressivement le lessivage des sédiments fins et, par là, la proportion des collecteurs. Les autres FFG

5 ne sont pas touchés significativement.

La pertinence des régressions est parfois discutable. De multiples prélèvements ont été effectués pour garantir la validité statistique des résultats, mais il aurait fallu échantillonner plusieurs rivières dont le barrage a été arasé en même temps, dans le but d'entrevoir un éventuel effet « rivière-spécifique ». En bref, davantage de cas auraient dû être suivis.

Dans le retour à une « situation lotique », Doyle et al. (2005) rappellent que la stabilisation géomorphologique du nouveau lit est cruciale avant la stabilisation des communautés biotiques.

1.2.2 Diversification du lit et reméandration

Par définition, la reméandration ou le reméandrage consiste à « allonger le tracé et réduire la pente pour redonner au cours d’eau sa morphologie sinueuse et ses fonctionnalités » (Onema et les Agences de l’Eau, 2010). En d’autres termes, il s’agit de corriger l’impact de la rectification des cours d’eau en récupérant leurs anciens méandres. Dans les cas où cette option n’est pas possible, il s’agit tout simplement de créer un nouveau cours d’eau sinueux ou méandriforme en respectant les lois morphologiques connues (Adam et al., 2007). En bref, ces lois concernent la largeur du cours d’eau à pleins bords (w), l’indice de sinuosité (Is), la longueur d’onde des sinuosités (λ), l’amplitude des sinuosités (a) ainsi que le rayon de courbure moyen (rc) (Lagacé, 2012) (figure 1.6).

L’indice de sinuosité, qui représente le rapport de la longueur développée du talweg sur la distance directe entre deux points de la vallée, donne des informations sur le caractère sinueux d’un cours d’eau. En effet, si le l’indice prend des valeurs inférieures à 1,05, le cours d’eau est dit « rectiligne ». Si ce même indice est compris entre 1,05 et 1,5, on parle de cours d’eau « sinueux » et lorsque l’Is prend des valeurs supérieures à 1,5, le cours d’eau est « à méandres » (Lagacé, 2012). En règle générale, les longueurs d’onde et l’amplitude des sinuosités sont de l’ordre de 10 à 12 fois la largeur L (Adam et al., 2007).

Figure 1.6 : Eléments morphologiques d’un méandre (D’après Bravard et Petit, 2000)

Les objectifs du reméandrage sont multiples : il s’agit de redonner au cours d’eau un équilibre naturel entre érosion et dépôt, d’atténuer les impacts liés à l’incision du lit, de réduire la dynamique des eaux et d’alterner les zones à écoulement rapide (entre deux courbures) et les zones à écoulement plus calmes (dans les courbures) diversifiant ainsi l’habitat pour les poissons (Bunusevac, 2007).

Divers retours d’expérience de projet de reméandrage sont disponibles. Le premier projet de restauration concerne la rivière Skjern au Danemark entrepris entre 1999 et 2002. Comme beaucoup de rivières, elle a subi une rectification quasi généralisée dans les années 1960, impactant

5 Functional feeding groups ou groupes alimentaires fonctionnels : racleurs/brouteurs, filtreurs, collecteurs, détritivores et prédateurs

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considérablement son statut écologique. Plus précisément, le projet inclut le reméandrage de la rivière et le rétablissement des niveaux d’eau naturels avec pour but d’améliorer les conditions de vie des plantes, des animaux et de préserver une eau de qualité dans la rivière ainsi que dans l’estuaire aval, le Fjord Ringkobing. Au total, 46 méandres et de nouveaux radiers ont été construits augmentant considérablement la diversité de la rivière Skjern (Pedersen et al., 2007). A titre d’exemple, décrivons les effets de ce projet sur les populations de salmonidés et sur les macrophytes.

La rivière Skjern est caractérisée par une population importante de saumons atlantique Salmo salar. Suite à la restauration physique ou à la suppression d’obstacles, le nombre de saumons retournant de la mer à la rivière Skjern pour frayer a augmenté ces 20 dernières années, passant d‘une centaine à un millier (figure 1.7).

Figure 1.7 : La migration annuelle du saumon dans la rivière Skjern pour frayer, entre 1984 et 2004 (Modifié de Koed et al., 2006 in Pedersen et al., 2007)

La croissance, l’abondance et la structure des communautés de macrophytes sont influencées par trois paramètres physiques qui sont la vitesse du courant, la profondeur et le type de substrat. Le reméandrage de la rivière Skjern a justement modifié les trois paramètres physiques cités au début du paragraphe précédent. Dès lors, les communautés de macrophytes se sont vues également modifiées. Plus précisément, les gammes de vitesses de courant ont significativement augmenté après la restauration et la distribution des profondeurs, quant à elle, est devenue plus hétérogène. En ce qui concerne les substrats, le sable reste dominant avec un recouvrement de 58 et 68%, avant et après restauration respectivement. La couverture de gravier s’est vu augmenter de 5% tandis que la végétation et le substrat vaseux associé diminuent fortement suite à la restauration (figure 1.8).

Avant la restauration, la couverture de macrophytes était de l’ordre de 34% avec comme espèce dominante, Glyceria maxima. Après la restauration, incluant l’enlèvement de la végétation de la berge le recouvrement en macrophytes a baissé de 10%. Ensuite, en bordure du Skjern, la composition en espèces a changé avec Elodea canadensis et Sparganium emersum comme macrophytes dominantes en 2003 (tableau 1.3). G. maxima est répartie plus équitablement en 2003 par rapport à 2000 et les deux autres macrophytes, E. canadensis et Sparganium sp., sont rencontrées à des profondeurs plus variables qu'avant la restauration.

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Figure 1.8 : Paramètres morphologiques de la rivière Skjern avant (2000) et après (2003) le reméandrage et la mise en place de nouveaux radiers. (a) Distribution des vitesses de courant, (b) distribution des profondeurs et (c) distribution des différents substrats présents sur le lit de la rivière (Pedersen et al., 2007).

Tableau 1.3 : Les fréquences d’occurrence des 10 espèces végétales les plus abondantes dans la rivière Skjern en 2000 et 2003 (Pedersen et al., 2007).

Les auteurs concluent en précisant que la physique de la rivière Skjern se stabilisera au fil du temps, menant à un ajustement des communautés de macrophytes et à une colonisation en provenance de l’amont qui augmentera probablement la biodiversité (Pedersen et al., 2007).

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D’autres exemples de résultats suite à un reméandrage sont disponibles pour des cours d’eau du Jura français : le Drugeon, le Marolles, la Petite Veyle, le Vistre et la Drésine. A titre d’exemple, ce dernier cours d’eau, affluent du ruisseau de Remoray a subi des aménagements entre décembre 1999 et février 2000. Historiquement, entre le début du XIXème siècle et la fin des années 1980, la Drésine a été recalibrée et transformée en fossé rectiligne dans le but de conquérir de nouvelles terres agricoles. Les travaux sont importants dans le sens où la Drésine aboutit dans le lac de Remoray, situé dans une réserve naturelle. Les différents suivis ont permis de mettre en évidence les effets positifs du projet. En effet, le suivi piézométrique montre un rehaussement de la nappe d’accompagnement et les suivis biologiques, témoignent de l’apparition de nouvelles espèces d’odonates ainsi que du retour des oiseaux et de la ponte des grenouilles rousses sur l’ensemble du marais. Enfin, les méandres se sont végétalisés, permettant de lutter contre le réchauffement des eaux et participant à la diversification des écoulements propices à la faune aquatique (Onema et les Agences de l’Eau, 2010).

Dans l'Ain, un suivi a été réalisé un an et demi après les travaux de restauration de la Veyle (Bureau d'étude Eaux continentales, 2008). Faciès d'écoulement et substrats ont été diversifiés, notamment grâce à une reméandration, faisant passer la station de « passable » à « moyenne » au niveau de sa qualité physique. Le tableau 1.4 indique l'amélioration de 4 unités de l'IBGN (indice basé sur les macroinvertébrés), à tempérer avec la plus faible augmentation du Cb2

6. La présence de la famille

des Goeridae permet de faire passer le Groupe Indicateur à 7. Deux familles de Trichoptères sensibles sont apparues : les Psychomyidae et les Hydroptilidae. La diversité de taxons sensibles reste cependant faible, et seuls 4 taxons supplémentaires sont notés pendant le suivi.

Tableau 1.4 : Résultats de l'IBGN et du Cb2 sur la Veyle (Ain, France) lors de l'état initial de 2004 et le suivi un an et demi après travaux en 2008. La « variété IBGN » est le nombre de taxons. (Bureau d'étude Eaux continentales, 2008).

Suite à la restauration, on note aussi l'arrêt du processus de sédimentation et la reprise du processus d'érosion, qui se remarquent par « l'apparition » de substrats non-colmatés. Ceci a permis le développement de Trichoptères des genres Goera et Psychomyia affectionnant les substrats minéraux non-colmatés. Les mollusques attestent du même changement, avec le déclin des Sphaeridae et Corbiculidae aimant les zones lentiques et sédiments fins. Les potentialités du milieu n'ont pas été exploitées au maximum, plus que très probablement en raison de la qualité de l'eau. L'apparition de quelques taxons intéressants peut être imputable aux travaux eux-mêmes ayant amélioré la qualité physique. Les paramètres permettant de calculer la qualité de l'eau n'ont malheureusement pas été mesurés pour confirmer/infirmer cette hypothèse.

La qualité de l'eau a été un problème certain lors de la restauration de deux tronçons de la Semois, en Belgique (Labar, 2006). Le suivi réalisé 5-6 ans après travaux a permis de constater une diminution de l'IBGN de 9 et 8 à 6 et 7 respectivement. La diversité taxonomique a augmenté de 3 taxons sur un tronçon, et aucun sur l'autre. La méthode utilisée témoigne également d'une sensible diminution de l'abondance. La dominance de taxons polluo-tolérants ainsi que les hautes teneurs en ammonium et nitrites

6 «Indice d'aptitude biogène» calculé à partir des macroinvertébrés, intégrant la qualité de l'eau (ln) et la qualitéde l'habitat (lv).

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(donnant à l'eau un état qualifié de médiocre à moyen) ont mené à la conclusion que la qualité de l'eau était la barrière à toute amélioration, malgré un environnement physique accueillant. Ces résultats contrastent avec ceux relatifs aux poissons, pour lesquels les aménagements ont été profitables (Dupont et al., 2007). Si aucune espèce n'est apparue, gardons, chabots, goujons, vairons et loches ont sensiblement augmenté en abondance d'un facteur 5 à 9. Les gardons se distinguent par une abondance décuplée 63 fois. Notons que la variabilité de ces chiffres ne permet pas une conclusion statistiquement valable, si ce n'est pour le gardon. Ce sont donc surtout des petites espèces qui ont tiré profit des aménagements, ainsi que les juvéniles, de chevesne particulièrement. La création de zones de faible profondeur offre des refuges où les plus grands poissons ont un accès moins aisé. Pour également relativiser le manque de réponse des macroinvertébrés à la restauration de la Veyle (Bureau d'étude Eaux continentales, 2008), un coup d’œil à la faune piscicole s'impose. Globalement la densité est passée de 21.000 à 34.000 ind/ha (augmentation de 60 %), grâce à un nombre accru de juvéniles et de représentants des petites espèces, malgré une baisse de la biomasse de 460 à 400 Kg/ha, imputée à la diminution des gardons et des chevesnes.

Le tableau 1.5 laisse entrevoir la diminution voire la disparition des espèces limnophiles typiques (gardon, tanche, rotengle et perche soleil). Le faciès plus lotique du milieu en est la cause principale. Il était attendu que les effectifs de goujons augmentent, mais il semble que la grande proportion du substrat « dalle argileuse » dans la partie reméandrée lui ait été néfaste. Par ailleurs, l'état de la population reste satisfaisant. Un problème similaire apparaît pour la vandoise, qui n'a pas été recapturée, ou dont les juvéniles ont été confondus avec ceux de chevesnes.

D'autres espèces n'ont pas réagi de manière notable aux aménagements : la brème et la loche par exemple. Pour le chevesne, la structure de la population s'est vue modifiée, avec d'avantage de juvéniles et de petits adultes, probablement protégés des espèces piscivores dans les zones de faibles profondeurs nouvellement créées.

Enfin, sept espèces ont profité des travaux de restauration ; le chabot est apparu, de même que l'anguille, la grémille et la carpe miroir, mais ces deux dernières espèces ne sont représentées que par un seul individu. Les herbiers et la présence de bivalves Unionidae dans lesquels la bouvière pond ses œufs ont eu un impact très positif sur la population de cette espèce. En un an et demi, le barbeau a vu sa densité décuplée d'un facteur 13, et sa biomasse multipliée par 110. L'attractivité de la zone restaurée pour cette espèce est ici manifeste.

L'impact est donc positif de manière générale. Les auteurs déplorent malgré tout l'absence de taxons potentiels dans ce type de rivière, tels que le brochet, l'ablette et le hotu.

Le bilan en terme de populations de poissons est souvent mitigé. En Savoie, la réhabilitation du Dadon dans un objectif d'amélioration des populations de poissons et plus particulièrement de la truite fario en est un exemple (Vigier et Caudron, 2007). Si la biomasse de poissons a été multipliée par 35 et la densité par 14 par rapport à l'état initial 3 ans auparavant, la densité en truites n'a été multipliée que d'un facteur 2. Elle atteint 0,63 ind/100 m² pour un total de 447 poissons/100 m². Notons que sa biomasse a été multipliée par 116, pour n'atteindre que 3 % de la biomasse totale. Ce sont en réalité les chevesnes et les vairons qui sont responsables respectivement de l'augmentation de la biomasse et de la densité. Un facteur limitant pour les truites dans le nouveau milieu a priori très attractif est sans doute la qualité de l'eau. Une autre hypothèse est un manque de continuité longitudinale en raison de l’existence de certains tronçons fortement modifiés.

Les macrophytes font presque toujours l'objet d'études indépendantes des macroinvertébrés et des poissons, et sont d'ailleurs rarement étudiés, malgré leur importance au sein des écosystèmes aquatiques, et le lien étroit qu'ils entretiennent avec la faune, pour qui ils sont à la fois un habitat et une source d'énergie, directement ou indirectement. Les rares résultats sont toutefois intéressants.

Quarante rivières allemandes de montagnes et de plaines restaurées depuis 1 à 13 ans ont été suivies par Lorenz et al. (2012). Chaque tronçon a été comparé avec un tronçon amont non-restauré. Les secteurs non restaurés ont une richesse significativement inférieure, avec en moyenne 4,4 taxons contre 9,1 pour les restaurés. Le recouvrement végétal a également doublé dans les secteurs restaurés.

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Tableau 1.5 : Densité en nombre d'individus par are et biomasse en Kg par hectare des populations piscicoles de l'état initial et du suivi de 2008 sur le Veyle. Vert = stabilité ; Bleu = évolution positive ; Jaune = évolution négative. Modifié de Bureau d'étude Eaux continentales, 2008.

Un autre point qui s'est significativement accru est le nombre de formes de croissances, ou variétés morphologiques. Ce sont surtout des formes limnophiles qui ont augmenté en abondance, ou bien qui n'étaient pas présentes dans les tronçons restaurés ; en effet, de larges zones à courant faible et nul (réhabilitation des bras-morts) ont été créées durant les travaux.

L'apparition de zones à courant lent voire nul, de zones très peu profondes, ainsi que davantage de substrats différents, en combinaison avec les deux premiers facteurs, ont créé un nombre accru de niches qui a permis le doublement de la diversité. Ces trois facteurs sont étroitement corrélés avec la diversité taxonomique et la diversité des formes de croissance. La largeur du lit (plus large) et la diversité des substrats, ainsi que la profondeur (faible) interviennent pour l'abondance.

Le reprofilage des berges les rendant beaucoup moins abruptes a permis la colonisation par les hélophytes tels que Veronica beccabunga, Alisma plantago-aquatica et Sparganium erectum.

Il est surprenant, au vu des différences constatées, que les tronçons restaurés ne soient qu'à 500 m en moyenne des tronçons non restaurés. Ce sont donc bien les travaux qui sont à l'origine du changement. En outre la (re)colonisation a été très rapide, avec parfois une communauté stable installée après seulement 1 an. Le mode principal de colonisation est la dérive des propagules provenant de l'amont, sont retenues par la nouvelle complexité créée suite aux travaux.

Au Danemark, Pedersen et al. (2006) ont suivi 10 rivières restaurées entre 3 et 12 ans auparavant, et comparés avec des tronçons naturels. La surface couverte par les macrophytes est similaire pour les deux types de cours d'eau (respectivement 85 et 89 %). Il en est de même pour la richesse et le couvert des hydrophytes. Pour les hélophytes, la faible pente des berges des rivières restaurées et naturelles est responsable de leur développement. Une faible pente garantit en effet une large zone de faible profondeur et vitesse où les hélophytes se plaisent. Même en période d'étiage, le sol y reste humide. Ceci rejoint les résultats de Lorenz et al. (2012) des paragraphes précédents. Après 3 ans, les rivières restaurées sont similaires aux rivières naturelles.

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De retour sur la Veyle, en France (Bureau d'étude Eaux continentales, 2008), on ne remarquera pas de changement de couvert macrophytique (45 %) entre l'état initial et le suivi 4 ans plus tard. Par contre un changement profond s’opère dans la communauté, sans changement global de la diversité ; le nénuphar jaune (Nuphar lutea) décline de 39 à 1,5 % de la surface occupée par les macrophytes, tandis que les renoncules (Ranunculus fluitans et R. peltatus) passent de 0 à 78 %. L'affinité pour la vitesse du courant entre nénuphar et renoncule est clairement opposée. R. fluitans et Potamogeton nodosus sont deux espèces d'eaux courantes, et sont apparues post-travaux. Deux autres espèces de potamots (P. lucens et P. polygonifolius) préférant des eaux plus calmes n'ont pas été retrouvées en 2008. Les macrophytes sont donc passées de lentiques à lotiques. Notons que les espèces à rhizomes (nénuphars) se dispersent moins vite que les renoncules. Ceci peut expliquer le changement d'équilibre après travaux. Il est probable que le peuplement continue à évoluer.

Notons également qu'en pleine saison estivale, le recouvrement est de 100 %. L'abondance de lumière en raison de l'absence de ripisylve est un facteur, mais une trop forte teneur en nutriments est aussi une cause probable, et est corroborée par la présence d'espèces avides de nutriments (lentilles d’eau, potamot noueux et renoncule peltée) ainsi que par les échantillonnages de macroinvertébrés détaillés plus haut.

En Allemagne, deux cours d’eau ont été aménagés : la « Schwalm » et le « Gartroper Mühlenbach ». Rectifiés, tous deux ont fait l’objet de reméandrage en 1995 et en 2003-2004, respectivement. Ils ont également fait l’objet de divers aménagements tels que l’élargissement du lit, la revégétalisation des berges et la reconnexion de bras morts en ce qui concerne le premier et l’ajout d’habitats par la pose de bois et de cailloux pour le second. Le site « Schwalm » sera appelé R10 et le site « Gartroper Mühlenbach » sera appelé R2 étant donné qu’au moment de l’étude ça faisait respectivement 10 et 2 ans que les travaux avaient été réalisés. Chaque site restauré est comparé à un site contrôle situé à proximité. Intéressons-nous aux résultats obtenus sur les macroinvertébrés collectés en 2005. Premièrement, Lorenz et al. (2009) mettent en évidence que ce sont les sites reméandrés (R10 et R2) qui montrent un plus grand nombre total de familles, de genres et de taxons par rapport aux sites contrôles (S10 et S2). En tout, 56 taxons ont été enregistrés dans le cours d’eau « Gartroper Mühlenbach » (R2) contre 95 taxons dans le cours d’eau « Schwalm » (R10), de plus grande taille (figure 1.9).

Figure 1.9 : Nombre total de familles, de genres et de taxons dans les sites contrôles (bâtonnets en pointillés) et les sites reméandrés (bâtonnets noires) de « Gartroper Mühlenbach » (a) et de « Schwalm » (b) (Lorenz et al., 2009).

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Ensuite, il remarque que l’abondance la plus élevée est mesurée pour le site reméandré de la Schwalm. A l’opposé, c’est le site reméandré de Gatroper Mühlenbach qui montre la valeur la plus faible avec 1339 individus/m². Ce résultat serait dû au fait que les communautés d’invertébrés benthiques n’auraient pas encore eu le temps de bien s’établir dans ce site en comparaison avec celui de « Schwalm », restauré il y a 10 ans. Enfin, l’indice de dissimilarité de Bray-Curtis, calculé entre les sites reméandrés et leurs sites contrôles respectifs, est plus faible à « Gartroper Mühlenbach » qu’à « Schwalm ». Ainsi, cet indice met en avant qu’à Schwalm, le site R10 montre une dissimilarité plus élevée en termes de communautés de macroinvertébrés par rapport au site S10 que ne le montre le site R2 par rapport au site S2. Cette différence s’explique également par le fait que les communautés d’invertébrés sont mieux établies dans le secteur « Schalwm » (tableau 1.6).

Tableau 1.6 : L’abondance, l’indice de diversité de Shannon-Wiener et l’indice de dissimilarité de Bray-Curtis de la communauté d’invertébrés des sites « Gartroper Mühlenbach » et « Schwalm » (Lorenz et al., 2009).

Les Américains s'investissent aussi dans la reméandration et la diversification des rivières. La restauration d'une petite rivière de Virginie-Occidentale (Selego et al., 2012) a consisté à hétérogénéiser le lit mineur par ajout de graviers, déflecteurs en bois, revégétalisation des berges (dont ligneux), et enfin éradication des espèces végétales invasives au glyphosate. Le suivi a été réalisé juste avant, pendant, ainsi que moins de 3 mois après travaux. Dans le tronçon restauré (500 m), les filtreurs et les racleurs ont remplacé les collecteurs comme guildes trophiques majoritaires. Comme on le voit sur la figure 1.10, l'état de pré-restauration était similaire à celui des contrôles (modifiés mais non restaurés). L'état de post-restauration par contre se trouve parmi les tronçons de référence. Moins de 3 mois ont été nécessaires au rétablissement et à l'amélioration visible du milieu. Au niveau piscicole par contre, aucun changement statistiquement significatif ne s'est présenté. Le communauté reste similaire.

Figure 1.10 : Ordination (gradation non métrique multidimensionnelle) sur les communautés de macroinvertébrés de la rivière Cacapon aux États-Unis. U = upstream (amont), D = downstream (aval), C = contrôle (impacté et non restauré), R = référence (naturel), Pre et Post = tronçon restauré respectivement avant et après restauration. Les chiffres représentent les années (2009 ou 2010, soit avant et après restauration). Modifié de Selego et al., 2011.

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Herbst et Kane (2009) remarquent aussi ce shift des invertébrés vers l'état de référence pour une rivière californienne. La restauration y a été extensive, avec rehaussement du fond et élargissement faisant diminuer la profondeur, arrêt du pâturage, stabilisation et revégétalisation des berges, ainsi qu'une sérieuse diversification des substrats et des modes d'écoulement par ajout de graviers, pierres et blocs.

Deux ans après travaux, le constat est sans appel ; les berges sont effectivement stabilisées, les plantes aquatiques ont recolonisé le milieu, et l'input foliaire de la ripisylve est croissant. Le substrat passe de 57 % de fines et de sable à 25 %, comme sur le site de référence. Si la densité en macroinvertébrés était sujette à grande variabilité inter-annuelle sans tendance claire, la proportion des ETP (Ephéméroptères, Trichoptères et Plécoptères) est passée de 27 à 38 %, avec une augmentation des taxons sensibles (2 à 11 %) et un déclin des taxons tolérants (21 à 5 %). Un shift dans les FFG est également observé, avec augmentation des détritivores et diminution des filtreurs. Ceci illustre le changement dans la source de nourriture de particulaire à détritique, en raison de la stabilisation des berges et de l'augmentation de la canopée. L'hétérogénéité des modes d'écoulement et des classes de taille du substrat favorise la rétention des matières organiques.

Aucune différence significative n'apparaît entre le site restauré et le site de référence deux ans après les travaux.

1.2.3 Modification de la géométrie et de la rugosité du lit mineur

La modification de la géométrie du lit mineur concerne les opérations qui visent à le réduire à des endroits pertinents afin de diversifier les écoulements et de rehausser la lame d’eau. La mise en place d’épis déflecteurs, de pieux et de peignes sont quelques exemples de techniques envisageables (Onema et les Agences de l’Eau, 2010). En ce qui concerne la rugosité du lit mineur, il s’agit dans ce cas, de créer des zones de seuils et des zones de mouilles afin de diversifier les habitats utilisés par divers types d’organismes (Howe, 1997). Pour ce faire, les entrepreneurs répartissent de manière réfléchie des blocs, galets et graviers à différentes hauteurs du cours d’eau. Dans certains projets, des branches d’arbre de taille variable ou des souches sont ajoutées afin de fournir des caches pour les poissons et les macroinvertébrés (Mesick, 1995 in Howe, 1997). Le fait d’alterner entre phénomènes de seuils et de mouilles permet de (1) réduire l’érosion des berges, (2) d’augmenter la capacité de substrats, (3) de capturer et stocker, à court terme, les sédiments et (4) de fournir une hétérogénéité d’habitats (Currie et al., 2009). Qui dit plus d’habitats, dit plus d’espèces étant donné qu’elles ont plus de ressources à leur disposition (O’Connor, 1991).

En règle générale, ce type de projet est engagé sur des cours d’eau rectilignes difficilement aménageables comme ceux rencontrés en milieu urbain ou ceux dont les berges et/ou lit mineur ont été bétonnés fin du XIX – début du XXème siècle. Les travaux sont dès lors limités au lit mineur.

L’idée est de complexifier l’habitat afin d’augmenter le nombre de niches habitables et par conséquent, le nombre d’espèces. En Australie, en 1991, O’Connor s’est justement penché sur la relation entre la complexité de substrats en bois et la capacité de colonisation des macroinvertébérés. Pour ce faire, il teste 7 types de substrats allant des plaques de bois à rayures aux plaques de bois lisses en passant par le bois naturel (figure 1.11).

Figure 1.11 : Différents types de substrats testés et leurs abréviations (O’Connor, 1991).

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Ainsi, O’Connor a pu mettre en évidence que l’ajout de rainures sur les supports artificiels mène à une augmentation significative du nombre d’espèces. De même, le substrat GH offre une plus grande superficie que le substrat GV et conduit dès lors à une réponse plus élevée (figure 1.12). Par ces résultats, l’auteur confirme l’hypothèse de la complexité de l’habitat en mettant en avant une relation significative entre le nombre d’espèces et la complexité de l’habitat (O’Connor, 1991). Quelques années plus tard, Coe et ses collègues (2009) confirment que l’ajout de substrats provenant de débris de bois fournit des habitats supplémentaires et augmente, par conséquent, la diversité biologique des cours d’eau. Plus précisément, le bois sert d’habitat et/ou de refuge pour les invertébrés, le périphyton et les poissons ; et de source de nourritures pour les organismes hétérotrophes (Coe et al., 2009 et Pitt et Batzer, 2011).

Figure 1.12 : Box-plot du nombre d’espèces de macroinvertébrés sur les supports artificiels (GH et GV) et les supports naturels (SH et SV) (O’Connor, 1991).

Néanmoins, lorsque les macroinvertébrés disposent d’une variété de substrats, ceux-ci montrent une préférence pour les substrats minéraux tels que les graviers d’une taille comprise entre 60 et 200 mm et les gravillons grossiers et fins (20 à 60 mm et 2 à 20 mm, respectivement). En conclusion, le substrat caillouteux constitue le principal réservoir d’invertébrés (Jähnig et Lorenz, 2008).

Etant donné que les macroinvertébrés contribuent au régime alimentaire de nombreuses espèces de poissons, ils dépendent également fortement de la complexité et de l’hétérogénéité des habitats. De plus, selon le stade de vie et l’espèce, différents substrats sont colonisés. La diversité en habitats détermine la capacité d’accueil de la rivière. A titre d’exemple, pour se cacher, les poissons peuvent utiliser divers substrats comme des blocs, des branchages, des embâcles, des souches, des racines, la végétation aquatique, etc. Par contre, pour frayer, les poissons lithophiles préfèrent les substrats de type graviers ou cailloux (Wasson et al., 1995).

1.2.4 Synthèse

Différents facteurs influençant la distribution, la densité et la diversité des organismes aquatiques, tant animaux que végétaux, ont été mis en évidence : hétérogénéité des substrats, hétérogénéité des faciès d'écoulement, temps, variabilité site-spécifique, variabilité inter-annuelle, couvert de la ripisylve (ombrage, apport de CPOM), attractivité, proximité d'une source de colonisation, mode de dispersion/colonisation, qualité de l'eau, colmatage du substrat, stabilité du lit et des berges, substances toxiques, présence de caches, protection contre les prédateurs etc. Il est certains que tous ces facteurs agissent de concert et exercent une influence mutuelle l'un sur l'autre.

Au niveau temporel, une modification s'opère immédiatement après travaux. Il semble que 2-3 ans soient une période nécessaire à une stabilisation des communautés. Mais comme le rappellent Lorenz et al. (2009), les facteurs qui empêchent/entravent le retour, ou le temps de retour, à un état presque normal ne sont pas encore bien connus. Une rivière n'est pas l'autre, et la variabilité site-spécifique est peut-être un facteur prédominant (Doyle et al., 2005). Un autre type de variabilité mis en évidence par Brooks et al. (2002) est la grande variabilité spatiale

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au sein d'un même cours d'eau, et qui fait qu'échantillonner deux radiers espacés d'une centaine de mètres peut donner des densités et diversités notablement différentes. Pedersen et Friberg (2003) confirment avec des prélèvements dans des rapides différant selon leur état de « consolidation » (stabilité). Les rapides instables ont une densité deux fois et demi supérieures à celle des rapides compacts, surtout à cause des diptères. La diversité y est également supérieure, mais il y a dominance des espèces à haut potentiel de colonisation. Herbst et Kane (2009) quant à eux constatent une forte variation inter-annuelle de la densité, que la rivière soit restaurée, naturelle ou canalisée, donc sans tendance avant / après travaux pour les tronçons restaurés. Enfin, il est important de souligner aussi que si l'impact sur les invertébrés est parfois faible, une amélioration notable peut être visible au niveau piscicole.

Si tous les éléments sont réunis pour accueillir une faune et une flore abondante et diversifiée, y compris la qualité de l'eau, le temps pour arriver à cet objectif va surtout dépendre du processus de colonisation. Il y a une grande dépendance de l'afflux d'organismes provenant de l'amont dans ce processus (Wallace, 1990). Cela ne pose pas de problèmes aux grandes rivières, mais c'est moins le cas pour les petites, et surtout pour les têtes de bassins (Pedersen et al., 2007), où, dans le cas des invertébrés, la colonisation aérienne par les imagos est essentielle (Wallace, 1990). Un site non-impacté à proximité servant de hot spot de colonisation peut diminuer le temps nécessaire à un rétablissement des communautés (Lorenz et al., 2009). Les individus provenant de l'aval par déplacements plus ou moins aléatoires ne sont pas une source significative de colonisation, contrairement aux poissons qui sont beaucoup plus mobiles (Wallace, 2009), à condition qu'il n'y ait pas d'obstacles à leur circulation (Bureau d'étude Eaux continentales, 2008). Spänhoff et Arle (2007) suggèrent que les scientifiques et les gestionnaires devraient s'intéresser à l'ensemble du bassin versant pour évaluer le potentiel d'amélioration de la biodiversité. En effet les travaux vont certainement promouvoir l'établissement d'une communauté plus diversifiée, mais c'est au final l'individualité de chaque rivière qui va être déterminante. Pour les macrophytes, la « channel complexity » améliorée à la suite des travaux joue un grand rôle dans la rétention des propagules provenant de l'amont, principal mode de colonisation des hydrophytes (Lorenz et al., 2012). Les hélophytes et plantes de berges se disséminent mieux grâce à de petites graines et des banques de graines persistantes (Biggs et al., 1996). La colonisation des macrophytes sera un avantage certain pour les macroinvertébrés (et les poissons) car chaque forme de croissance est un habitat, une nurserie, une source de nourriture directe ou indirecte (épiphyton, rétention des CPOM/FPOM) pour une multitude d'espèces différentes. En outre les macrophytes diversifient aussi les faciès d'écoulement en augmentant la vitesse entre les amas et en la réduisant à l'intérieur (Biggs et al., 1996 ; Pedersen, 2003).

Le repiquage manuel de macrophytes est une aide possible à apporter au système. L'objectif premier de cette pratique peut être de protéger les berges contre l'érosion. Notons que le nouveau milieu pourra être aussi colonisé par des espèces invasives, telles que Corbicula comme constaté par Selego et al. (2011), et le pseudorasbora dans la Veyle (Bureau d'étude Eaux continentales, 2008). Un autre problème non négligeable est l'impact des travaux en aval ; celui-ci va surtout dépendre de la quantité de particules fines mises en suspension. Dans le cas des barrages, la quantité de sédiments piégés au fil des années sera un facteur déterminant, de même que la présence de substances toxiques dans ceux-ci (Stanley et al., 2002). Un point intéressant de la diversification du milieu est la création de zones refuges en cas de crue. Neigishi et al. (2002) ont constaté une diminution substantielle de l'abondance et de la diversité en invertébrés dans des rivières canalisées soumises à des crues. L'effet est beaucoup moins marqué dans les rivières naturelles, où rochers, rondins, bras-morts etc. offrent autant d'abris.

L'amélioration de la situation initiale est donc modulée par une série de facteurs plus ou moins contrôlables. Les impacts d'aménagements sont ainsi multiples et complexes, et il est difficile de faire ressortir des généralités à ce sujet. La présente étude fournira des résultats qui, sans doute, apporteront une pierre à l'édifice des questions posées par l'écologie de la restauration des milieux aquatiques.

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2. Méthodologie

Pour être en accord avec la Directive Cadre Eaux, les indices écologiques doivent être en conformité avec les exigences européennes (annexe E de la DCE 2000/60/CE) :

- les résultats doivent être exprimés en ratio écologique au prorata des surfaces, pour assurer la comparabilité ;

- l’évaluation doit être basée sur une mesure de l’écart entre une situation observée et une situation de référence non significativement perturbée par les actions anthropiques ;

- les ratios de qualité écologique pour chaque catégorie d’eau de surface doivent être répartis en cinq classes d’état écologique allant du « très bon » au « mauvais» en attribuant une valeur numérique à chacune des limites entre les classes.

2.1 Critères de sélection des indicateurs

Le but étant d’évaluer l'impact des travaux de réhabilitation, on se doit donc d’avoir une approche multicompartiments, afin d’obtenir une vision fonctionnelle de l’hydrosystème (état des peuplements et de leurs relations avec le milieu physique et chimique).

A partir des différentes informations recueillies dans la bibliographie, il faut adopter les indices les plus appropriés à notre étude qui répondent aux critères suivants :

- évaluation globale de la qualité du milieu, - correspondance avec les outils utilisés par le Service Public de Wallonie, - rapidité, - simplicité, - coût raisonnable.

L’étude bibliographique de Vigier (2007), peut également nous aider à choisir les indicateurs les plus pertinents. La figure 2.1 illustre l’évolution temporelle des indicateurs utilisés dans 58 études de cas de réhabilitations environnementales.

Il apparaît que :

- l’habitat et l’état du peuplement piscicole sont quasi systématiquement utilisés depuis les premières évaluations ;

- l’étude des peuplements de macroinvertébrés benthiques est devenue plus récemment quasi-systématique ;

- les indices biotiques étant complémentaires dans leur interprétation, il est important d’utiliser différents indices pour caractériser au mieux la station ;

- la diversité et la multiplicité des indicateurs augmentent les suivis à partir de 2004.

Les méthodes doivent être reproductibles avant et après travaux, donc standardisées.

Figure 2.1 : Évolution temporelle des indicateurs utilisés pour évaluer les travaux de restauration de cours d’eau (Vigier 2007)

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2.2 Qualité physique

2.2.1 Cartographie des microhabitats

La méthode des microhabitats utilisée est inspirée des méthodes existantes plus anciennes (BOVEE, 1982 ; SOUCHON et al., 1989 ; cités par POUILLY et al., 1995). Selon Pouilly et al. (1995), cette méthode fournit une quantification des capacités d’accueil potentiel pour le poisson. Elle peut également être appliquée aux macroinvertébrés benthiques. Ainsi, le protocole d’échantillonnage utilisé pour le calcul de l’IBGN (indice biologique global normalisé) tient compte des différents types d’habitats, définis par la nature du substrat et la vitesse d’écoulement. Dans ses grands principes, la méthode des microhabitats consiste à déterminer sur une portion de cours d’eau, une station, la surface favorable à une espèce en couplant d’une part, les composants de la structure physique d’habitat (profondeurs, vitesses du courant et granulométrie du substrat) et d’autre part, un modèle biologique traduisant les relations espèces-habitats (POUILLY et al., 1995).

L’objectif de notre étude est de caractériser physiquement chaque station suivant ces trois composantes : les profondeurs, les vitesses et les substrats du fond du lit. Ainsi pour une sélection de différents sites concernés par les projets d’aménagement, une station de mesure a été déterminée et précisément cartographiée dans le but de suivre l’évolution des caractéristiques physiques du site suite aux travaux d’aménagement.

La longueur de la station cartographiée est déterminée en fonction de la largeur du cours d’eau et du type d’aménagement. De manière générale, la cartographie couvre 10 fois la largeur du cours d’eau. Remarquons que cette longueur type de station concerne la cartographie des microhabitats. Dans le cadre des suivis géomorphologiques, les levés topographiques, qui comprennent le tracé du cours d’eau, les profils en travers, la pente et les profondeurs, couvrent une longueur supérieure.

Il est important que les relevés soient réalisés en période de basses eaux, de manière à conserver la diversité des vitesses (elles sont moins diversifiées en crue) et à bien identifier les substrats présents au fond du lit (la visibilité du fond du lit est réduite en crue). Les relevés futurs à réaliser sur un site aménagé devront aussi correspondre à la même saison que celle du relevé initial. En effet, la cartographie des substrats peut être fortement influencée par le développement de la végétation aquatique, qui diffère selon la saison.

Mesures effectuées sur le terrain

Pour ce faire, différents types de mesures ont été effectués sur le terrain pour chacune des stations :

- Un levé topographique de la station est effectué à l’aide d’une station totale de type Leica TC600. Plusieurs mesures sont réalisées : (I) des profils en travers sont levés à intervalle régulier. La longueur de l’intervalle dépend de la longueur de la station. Par exemple, pour une station de 100 m, 20 profils en travers seront réalisés à raison d’un profil tous les 5 m. (II) De plus, des points intermédiaires entre les profils complètent le levé du fond du lit. (III) Enfin, un levé du plan d’eau est effectuée, de manière à connaître la pente de la ligne d’eau.

- Des mesures de vitesse sont réalisées à l’aide d’un courantomètre électromagnétique (Flo-mate 2000 de Marsh-McBirney), conjointement au levé topographique. Ainsi, chaque mesure de vitesse est localisée à la station totale. Elles sont relevées d’une part le long des profils transversaux et d’autre part entre les profils transversaux, de manière à avoir une bonne couverture du lit mineur. Chaque point de vitesse est mesuré à six dixième de la hauteur d’eau à partir du fond.

- Une cartographie des substrats de la station complète les données relevées. Elle est réalisée à l’aide d’un aquascope sur base du plan terrier issu du levé topographique et sur base de piquets repères implantés en bord de berge. Ainsi, l’opérateur chemine depuis l’aval vers l’amont et cartographie les différents substrats rencontrés sur l’ensemble du fond du lit. Les substrats principaux et secondaires sont relevés. Les classes de substrat sont adaptées du protocole d’échantillonnage RCS, (réseau de contrôle de surveillance décrit dans la circulaire DCE 2007/22 du MEDD ; BERTEAUD, 2007), dans le sens où elles comportent des classes de substrats minéraux et des classes de substrats végétaux (tableau 2.1).

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Tableau 2.1 : Classes de substrats

Remarquons que lorsqu’un substrat est colmaté par des dépôts fins qui recouvrent complètement les éléments grossiers sous-jacents, les dépôts fins seront considérés comme dominants.

Traitements des données

Ces données brutes doivent être traitées à l’aide d’un logiciel de cartographie pour en extraire les cartes de profondeurs, de vitesses et de substrats de la station étudiée. Le logiciel utilisé est ArcGIS version 9.3.1.

Cartographie des profondeurs

L’interpolation des points levés dans le fond du lit mineur (profils en travers et points intermédiaires) permet de réaliser le modèle numérique de terrain (MNT) du fond du lit, à l’aide de la méthode d’interpolation nearest neighbor. Nous obtenons ainsi un MNT du fond du lit, dans lequel une valeur altimétrique du fond du lit est attribuée à chaque pixel.

Les points levés du plan d’eau permettent, quant à eux, de calculer la pente du plan d’eau de la station. La méthode utilisée est l’interpolation calculée selon l’inverse distance weighted (IDW), en utilisant une puissance 2 avec un rayon de recherche défini en fonction de la largeur du cours d’eau, car l’interpolation doit couvrir l’ensemble du lit mineur. Nous obtenons ainsi un MNT du plan d’eau, dans lequel une valeur altimétrique de la surface de l’eau est attribuée à chaque pixel.

La dernière étape consiste à soustraire le MNT du fond du lit au MNT du plan d’eau, par la fonction single output map algebra. En d’autres termes, pour chaque pixel, l’altitude du fond du lit est soustraite de l’altitude du plan d’eau, ce qui donne ainsi la profondeur.

Le résultat final est donc une image composée de pixels possédant un attribut relatif à la profondeur. Grâce à la fonction reclass, il est possible de classer les valeurs de profondeurs dans une légende choisie. Dans le cadre de ce travail, nous avons composé la légende en établissant des limites de classes tous les 0,2 m. Les surfaces émergées ont également été représentées.

Cartographie des vitesses

L’interpolation des mesures de vitesses à l’ensemble du lit mineur permet de réaliser une image dans laquelle une valeur de vitesse est attribuée à chaque pixel. La méthode d’interpolation utilisée est la méthode nearest neighbor. Grâce à la fonction reclass, il est possible de classer les valeurs de vitesses dans une légende choisie. Dans le cadre de ce travail, les vitesses sont regroupées en cinq classes (détermination des classes selon le protocole RCS) :

- entre 0 et 0,05 m/s, vitesse très faible ; - entre 0,05 et 0,25 m/s, vitesse faible ; - entre 0,25 et 0,75 m/s, vitesse moyenne ; - entre 0,75 et 1,50 m/s, vitesse élevée ; - et supérieure à 1,50 m/s, vitesse très élevée.

Ce classement correspond à celui décrit dans le protocole RCS (réseau de contrôle de surveillance décrit dans la circulaire DCE 2007/22 du MEDD ; BERTEAUD, 2007).

Substrats minéraux Substrats végétaux

Vases (sédiments fins <0,02 mm avec débris organiques fins)

Algues

Limons (de 0,02 à 0,5 mm) Bryophytes

Sables (de 0,5 à 2 mm) Chevelus racinaires, supports ligneux

Graviers (de 2 à 25 mm) Débris organiques grossiers

Galets (de 25 à 250 mm) Hydrophytes

Blocs (>250 mm) Hélophytes

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Cartographie des substrats

La cartographie des substrats établie sur le terrain doit être digitalisée sur le modèle du lit mineur, à l’aide du logiciel de cartographie ArcGIS version 9.3.1. A chaque classe de substrat est attribué un code numérique relatif au substrat présent.

Cartographie des microhabitats

La carte des substrats croisée avec celle des vitesses de courant nous permet d’obtenir une carte des microhabitats de la station. Un code numérique est attribué à chaque classe de microhabitat, en fonction du code numérique du substrat présent et du code numérique attribué à la classe de vitesse locale, suivant la formule :

code_microhabitat = (code_vitesse*100) + code substrat

avec : code_microhabitat = Code calculé pour le type de microhabitat

code_vitesse = Code attribué à la classe de vitesse

code_substrat = Code attribué à la classe de substrat

Dans un souci de lisibilité de la carte des microhabitats, la légende comporte deux entrées : l’une reprenant les substrats représentés par un code de couleur et l’autre reprenant les classes de vitesses représentées par des hachures.

Cette carte aurait également pu comporter l’information relative aux profondeurs mais nous nous sommes limités à représenter seuls les substrats et les vitesses de courant car ce sont les deux paramètres utilisés dans le protocole d’échantillonnage de macroinvertébrés. Le même exercice pourrait être réalisé avec les substrats et les profondeurs, ou un autre couple de données.

2.2.2 Indice Physique

Méthode standard d’analyse globale de la qualité de l’habitat aquatique (extrait du manuel de formation Téléos 2010).

Contrairement aux approches physico-chimiques ou biologiques suffisamment pratiquées pour qu’aient pu être définis des protocoles d’échantillonage normalisés et des référentiels interprétatifs, la détermination de la qualité physique des cours d’eau n’en n’est qu’à des ses débuts. Sur la dizaine de méthodes expérimentales recensées au niveau national de la méthode mise au point par la DR 5 du CSP en 1993-1994 et 1998 puis finalisée par Téléos en 1999 et 2000 présente plusieurs avantages majeurs.

Parmi l’ensemble des échelles d’action emboîtées, elle privilégie celles du tronçon fonctionnel de la station (séqiuence) et du faciès, dont la prise en compte simultanée sanctionne les variations des ressorts de la qualité physique déterminant les capacités biogènes.

Elle fournit des résultats relatifs qui sont interprétés par rapport à une référence propre permettant de démêler l’importance relative des pressions anthropiques et des limites naturelles du potentiel.

Sa portée globale, doublée d’une orientation piscicole marquée, la rend particulièrement adaptée à la problématique posée.

Sa capacité à quantifier un état et à en différencier les causes permet d’exploiter les résultats obtenus dans le triple cadre du diagnostic initial, de la définition des remèdes et de l’évaluation objective, après travaux, de l’impact des actions entreprises.

La mise en œuvre de cette méthode commence par la sectorisation du cours d’eau qui est découpé en tronçons. Puis la capacité biogène de chacune de ces unités est caractérisée par la description des 4 composantes fondamentales de la qualité physique telle qu’elle est définie par nos objectifs et par notre échelle de travail : l’hétérogénéité du lit d’étiage, son attactivité, sa stabilité et sa connectivité avec les autres compartiments du corridor fluvial. Enfin , les éléments favorables et défavorables recensés sont quantifiés et des scores synthétiques peuvent être calculés.

Sectorisation

La sectorisation du cours d’eau consiste à découper la rivière en tronçons mesurant de quelques centaines de mètres à plusieurs kilomètres de long. Ces unités sont délimitées pour encadrer des secteurs homogènes sur les plans géomorphologique (pente, forme du lit, nature du substratum,...) et habitationnel (qualité des substrats, diversité des vitesses du courant et des profondeurs), ainsi qu'en

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termes d'état dynamique (érosion, sédimentation, état des berges) et de degré d'artificialisation (aménagements structurants en particulier …).

Ce découpage en tronçons est basé sur l’étude des cartes IGN 1/25000e et géologique (pente,

dimension et forme du lit, sinuosité, changement de substratum …). La sectorisation est généralement affinée par une première reconnaissance de terrain.

Description standard par tronçons

Chaque tronçon fait ensuite l'objet d'une description standard fondée sur des mesures de terrain opérées à l'aide d'une grille normalisée. Dans ce cadre, l'hétérogénéité et l'attractivité biogène sont appréhendées à partir de descripteurs et de métriques divers, dont le linéaire de chaque faciès d'écoulement, la quantité des différents abris et caches rencontrés, la largeur du lit mineur et de la lame d'eau, les profondeurs minimales et maximales rencontrées, la présence d'affluents, ...

Parallèlement, l'appréciation de l'état dynamique est réalisée par la même approche à l'aide de plusieurs descripteurs, dont le nombre de seuils d'érosion régressive, le linéaire de berges stables et instables, la hauteur d'incision, le type de substratum, ... Les relevés de terrain doivent, autant que possible, être réalisés en étiage estival, période durant laquelle la visibilité du fond et des substrats est la meilleure, où la végétation aquatique est bien développée et où les conditions limitantes apparaissent le mieux.

Chiffrage des 4 composantes pour chaque tronçon

Les données récoltées sur le terrain sont intégrées dans le calcul de scores et de notes destinées à faciliter leur interprétation. Pour chaque tronçon, les 4 composantes fondamentales de qualité physique sont appréciées à l'aide de scores différents (tableau 2.2 – figure 2.2) :

- Le score d’hétérogénéité sanctionne le degré de variété des formes, des subtrats / supports, des vitesses de courant et des hauteurs d’eau du lit d’étiage ; plus le score esr élevé, plus les ressources physiques sont diversifiées.

- Le score d'attractivité intègre la qualité des substrats (= intérêt global des substrats/supports pour les poissons), la qualité et la quantité des caches et des abris ainsi que l'existence et la variété des frayères.

- Le score de connectivité caractérise la fonctionnalité de la zone inondable ainsi que la fréquence des contacts entre la rivière et les interfaces emboîtées que constituent la ripisylve et le lit "moyen" ; il apprécie également le degré de compartimentage longitudinal par les barrages et les seuils, ainsi que les possibilités de circulation des poissons migrateurs ou "sédentaires".

- Le score de stabilité des berges et du lit traduit l'importance des érosions régressives (fréquence des seuils), progressive et latérale (proportion de méandres instables), de l'état des berges (degré d'érosion), de l'incision, ...

Évidemment, les 4 composantes ne sont pas indépendantes : elles interfèrent largement les unes sur les autres, sans toutefois être redondantes. En outre, les 3 premiers scores sont relatifs, et doivent être comparés avec ceux qui sont obtenus sur l'ensemble des tronçons. L'interprétation peut être fondée sur les notes obtenues sur un secteur "référentiel" ou "sub-référentiel" présentant une qualité physique intacte dont témoignent des peuplements et des populations piscicoles de bonne qualité (en relation avec le niveau typologique auquel le secteur de référence peut être rattaché). Toutefois, la démarche idéale consiste, lorsque les données existent, à pouvoir évaluer le degré d'altération de chaque tronçon d'après l'évolution historique de sa qualité physique.

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Tableau 2.2 : Scores pour l’évaluation des 4 composantes

Figure 2.2 : Quatre composantes fondamentales de la méthode « tronçon » (Téléos 2010) La grille de description de la qualité physique des cours d’eau à l’échelle du tronçon est proposée en annexe 2.1.

Limites des classes retenues pour les différents scores de qualité physique

Hétérogénéité Attractivité Connectivité Stabilité Qualité Physique (QP)

score sur 111 score sur 90 score sur 130 score de – 60 à + 40 = (H + A) x C x K sur 30 600

A ? 50 A ? 45 A ? 65 Sédimentation > +10 A ? 6 500

B 40 - 49 B 34 - 44 B 49 - 64 Équilibre -10 / +10 B 3 500 - 6 500

C 28 - 39 C 23 - 33 C 33 - 48 Érosion -25 / -10 C 1 500 - 3 500

D 14 - 27 D 11 - 22 D 16 - 32 Forte érosion -60 / -25 D 400 - 1 500

E ? 13 E ? 10 E ? 15 E < 400

Le score de stabilité détermine le coefficient de stabilité K, dont la valeur dépend de l’hétérogénéité.

<

Valeurs prises par le coefficient de stabilité K en fonction de l’hétérogénéité du tronçon

Si la valeur du score de stabilité S est

-60 < S < -26 -25 < S < -11 -10 < S < 9 10 < S < 40

Et si le milieu est hétérogène ( H ? 50 )

K = 0,85 K = 1 K = 1,25 K = 0,75

Et si le milieu est homogène ( H < 50 )

K = 0,85 K = 1 K = 0,85 K = 0,75

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2.3 Indice physico-chimique

La physico-chimie des eaux constitue un facteur de première importance pour la structuration des communautés vivantes aquatiques. Les propriétés physico-chimiques de l'eau lui confèrent une certaine qualité la rendant plus ou moins apte à assurer certaines fonctions naturelles (potentialités biologiques) et usages humains (eau potable, irrigation…).

Les éléments physico-chimiques sont des paramètres qui soutiennent la biologie. En fait, la physico-chimie intervient plutôt comme facteur explicatif à l'évaluation de l'état donné par la biologie. Ainsi, les données des communautés biotiques, en particulier celles concernant les espèces aquatiques, devront être corrélées à la qualité des eaux, comme à d'autres paramètres tels que la nature du sédiment.

De nombreux indices caractérisant la qualité physico-chimique ont été mis au point et intègrent généralement, la température, le pH, l’O2 dissous, les MES, la concentration en nutriments, en substances inorganiques, en métaux…L’indice S.E.Q. EAU version 2 (Agences de l’Eau, 2000b) est fondé sur la notion d’altération et est actuellement appliqué en Région Wallonne.

Près de 150 paramètres sont répartis en 15 altérations, celles retenues dans cette étude sont :

- Bilan oxygène, - Matières organiques oxydables - Matières azotées, - Nitrates, - Matières phosphorées, - Matières en suspension, - Température, - Minéralisation, - Acidification.

L’indice de qualité de chaque paramètre est obtenu par la transformation de sa valeur de concentration en pourcentage. L’indice de l’altération est, quant à lui, déterminé par le paramètre le plus déclassant. Il est intéressant de noter que les altérations ont été traduites en terme d’incidence pour chaque usage de l’eau (eau potable, loisir, irrigation, abreuvage et aquaculture) ce qui est plus commode à interpréter (tableau 2.3).

Tableau 2.4 : Classes d’aptitude à la biologie du SEQ Eau (MEDD et Agences de l’Eau 2003 ; SPW 2012 classes de qualité).

Pour chaque station, les paramètres physico-chimiques qui soutiennent la biologie sont évalués avec une sonde multiparamétrique « Hydrolab ». L’analyse de paramètres complémentaires peut être menée en laboratoire en fonction des caractéristiques des stations et des projets d’aménagements envisagés.

Classes de qualité

Paramètre Mauvaise Médiocre Moyenne Bonne Très bonne

Température (°C) > 28 28 25 21,5 ≤ 20

Conductivité (µS/cm) > 4000 4000 3500 3000 ≤ 2500

pH > 9,5 9,5 9,0 8,5 ≤ 8,0

Saturation en O2 (% sat.) < 30 30 50 70 ≥ 90

Oxygène dissous (mgO2/l) < 3 3 4 6 ≥ 8

MES (mg/l) > 150 150 100 50 ≤ 25

Azote ammoniacal (mgN/l) > 3,9 3,9 1,56 0,39 ≤ 0,078

Nitrates (mgN/l) > 16,94 16,94 11,3 5,65 ≤ 1,13

Nitrites (mgN/l) > 0,3 0,3 0,15 0,09 ≤ 0,03

Phosphore total (mgP/l) > 1 1 0,5 0,2 ≤ 0,05

Orthophosphates (mgP/l) > 0,66 0,66 0,33 0,16 ≤ 0,033

33

2.4 Indices biologiques

La prise en compte des organismes vivants apporte un complément d’information essentiel à la connaissance de la qualité des milieux, chaque organisme présentant des exigences particulières vis-à-vis des différents facteurs du milieu, qu’ils soient de nature physique, chimique ou biologique. Cette démarche est la seule valable pour l’appréciation globale de la qualité des systèmes d’eau courante et des effets réels des perturbations.

Les altérations du milieu qui se traduisent par l’évolution de certains de ces facteurs, provoquent alors des modifications plus ou moins marquées des communautés vivantes qu’il héberge. Aussi, l’analyse de la composition d’un répertoire faunistique considéré isolément permet de définir l’état du milieu tandis que l’analyse biocénotique comparative (« amont - aval » ou « avant - après ») permet d’évaluer l’effet des changements de l’environnement qui affectent les communautés.

2.4.1 Macrophytes

Les macrophytes aquatiques représentent une composante du compartiment végétal de l’hydrosystème. Ils désignent les grands végétaux aquatiques (bryophytes, ptéridophytes et spermatophytes) et les algues filamenteuses, visibles et le plus souvent identifiables à l’oeil nu sur le terrain (Daniel & Haury, 1996).

Les macrophytes ne sont pas distribués uniformément dans les cours d’eau. Trois niveaux complémentaires de distribution doivent être envisagés :

- la zonation longitudinale au sein des cours d’eau (pente, géologie…) ; - les variations locales, correspondant aux faciès d’écoulement (régions bio-

géographiques) ; - les variations temporelles, affectant la liste floristique et les recouvrements

macrophytiques, en fonction de variations saisonnières (débit, soleil…).

Toutefois, bien que ces paramètres évoluent selon un gradient continu amont/aval, ils peuvent être bouleversés par une rupture du continuum naturel (confluence) ou anthropique (barrage…) (Breugnot et al., 1998).

Parmi les différents modèles Européens étudiés, c’est l’IBMR (Indice Biologique Macrophyte Rivière (AFNOR, T 90-395, 2003) qui semble le plus compatible avec la problématique du fait de la similarité existante entre les rivières wallonnes et celles du Nord-est de la France (sur lesquelles est construit l’indice). Le SPW-DEMNA (Département de l’Étude du Milieu Naturel et Agricole) utilise d’ailleurs cet indice lors des mesures de contrôle de la qualité des cours d’eau et travaille actuellement pour attribuer à l’indice une note de référence pour chaque type de masse d’eau.

L’IBMR est basé sur le croisement de trois variables :

- le recouvrement (Ki) de chaque taxon sur la station, - le coefficient d’amplitude écologique (Ei), basé sur l’exigence de la plante vis-à-vis du

milieu, pour une espèce euryèce et une espèce sténoèce, - la cote spécifique (CSi), basée sur le niveau de trophie exigé pour le bon développement

de chaque taxon, allant de 0 à 20 (eutrophe à oligotrophe).

Il se calcule comme suit :

I.B.M.R. =

Σ Ei* Ki*CSi* i

Σ Ei* Ki* i

L’indice (cote /20) peut servir à un premier diagnostic et intègre la qualité de l’eau (pollution organique) mais également du milieu physique. Il est aussi très efficace pour effectuer un suivi à long terme mais pas pour servir de témoin d’alerte (Haury et al., 2001).

L’indice étant un indice trophique, il doit donc être comparé à un seuil maximum de référence qui varie selon les régions naturelles et la taille de la rivière (communication personnelle D. Galoux – SPW DEMNA). Les valeurs seuils retenues sont celles provisoirement arrêtées par le DEMNA au 20/04/2007 pour la Région wallonne (tableau 2.4).

34

Tableau 2.4 : Classes de qualité en vigueur à la Région wallonne (SPW 2012)

2.4.2 Macroinvertébrés

Dans le domaine des eaux courantes, l’analyse des peuplements de macroinvertébrés benthiques est une approche systématiquement utilisée (Agences de l’Eau, 1998). En effet, le macrobenthos combine un grand nombre de caractéristiques intéressantes pour l’appréciation globale de la qualité des milieux :

- sa répartition dans l’ensemble des écosystèmes aquatiques, - sa grande diversité taxonomique (environ 150 familles, 700 genres) et de biocénoses

souvent variées, - la relative stabilité dans le temps et dans l’espace de populations suffisamment

sédentaires pour établir une bonne correspondance avec les conditions du milieu, - la sensibilité de ces organismes au climat stationnel à travers la qualité de l’eau et du

substrat, - sa situation à plusieurs niveaux trophiques du système, - la facilité d’échantillonnage et la bonne conservation des échantillons.

Les invertébrés constituent donc de bons intégrateurs de la qualité globale de l’écosystème aquatique et sont facilement exploitables (Agences de l’Eau, 1992).

Les indices basés sur les macroinvertébrés ayant attiré notre attention dans le cadre de cette étude sont l’AQEM (2002), le RIVPACS (2001), l’IBGN Wallon (Vanden Bossche, 2005), le RCS (Réseau de Contrôle de Surveillance décrit dans la Circulaire DCE 2007/22 du MEDD) et le MAG20 (TELEOS 2000), cités dans Vigier (2007).

Les deux premiers indices n’ont pas été retenus ni détaillés car ils sont basés sur une méthodologie toute autre que celle utilisée en routine en Région wallonne. Les trois autres indices proches de l’IBGN sont retenus car ils permettent d’exploiter la base de données existante du DEMNA. La méthodologie à appliquer est assez similaire pour ces trois indices. Elle est basée sur une récolte active des macroinvertébrés directement sur le substrat à l’aide d’un filet surber ou d’un filet troubleau. Le choix des microhabitats échantillonnés se fait en fonction de leur surface de recouvrement et de leurs capacités biogènes. Toutes trois sont fondées sur la sensibilité des invertébrés à la pollution et le classement se fait selon deux paramètres, la polluo-sensibilité des espèces prélevées et la richesse spécifique. Ces méthodes présentent un intérêt quant à la caractérisation de la qualité physico-chimique globale et de l’hétérogénéité des habitats.

La méthodologie de prélèvement suivie est celle du protocole RCS (réseau de contrôle et de surveillance ; MEDD, 2007) où 12 prélèvements sont réalisés au filet Surber (0,05 m²) selon différents critères, sur base des superficies relatives des microhabitats. De manière globale, on réalisera 8 prélèvements au prorata des surfaces, et 4 sur les supports marginaux. Les prélèvements sont conservés dans des bidons individuels, en regroupant toutefois ceux effectués sur un même substrat.

Les prélèvements sont fixés à l'éthanol dénaturé au laboratoire. Pour séparer les invertébrés du substrat, les échantillons sont filtrés sur trois tamis superposés (4 – 1 – 0,4 mm) et rincés à l'eau claire. Chaque tamis est vidé dans un bac, où les invertébrés sont soigneusement récupérés et stockés dans des piluliers, recouverts d'alcool.

Dans le cas où les Chironomidae et/ou Simuliidae sont abondants, surtout pour les vases et les substrats végétaux, un sous-échantillonnage d'un facteur 2 a été réalisé.

L'identification se fait à la loupe binoculaire, au niveau de la famille, de la sous-famille, de la tribu, générique ou spécifique, selon la clé de détermination utilisée (Tachet et al., 2000), et la faisabilité de l'exercice.

Classes de qualité Indice IBMR

Très bonne >10,5

Bonne 8,5-10,5

Moyenne 6,5-8,4

Médiocre 3,3-6,4

Mauvaise <3,3

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La détermination des Simuliidae s'est arrêtée à la famille, de même que les Limnephilidae à la sous-famille, en raison d'une profonde incertitude sur la réalité des caractères discriminant les niveaux taxonomiques inférieurs.

Le protocole RCS permet d'avoir un peuplement plus représentatif de la station par un nombre plus important de prélèvements, et mieux choisis par rapport au protocole IBGN (indice biologique global normalisé).

Dans la mesure où l'IBGN wallon diffère de son homologue français par un effort d'échantillonnage accru au filet haveneau dans le but de prélever plus de diversité (Vanden Bossche et Usseglio-Polatera, 2005), il n'est pas déraisonnable de supposer que les diversités échantillonnées selon le RCS et l'IBGN wallon sont équivalents. L'indice IBGN calculé à partir des 12 prélèvements, selon la norme de détermination IBGN, et confronté aux classes de qualité wallonnes (tableau 2.5), peut donc se faire sans risquer a priori des erreurs majeures.

Outre la diversité, l'autre paramètre qui intervient dans le calcul de l'indice est le groupe faunistique indicateur (GFI) qui est une classification des taxons sur une échelle croissante de polluosensibilité.

Pour calculer la valeur de l’indice IBGN, on compte le nombre total de taxons identifiés (variété taxonomique (∑t)). Ensuite on recherche le groupe faunistique indicateur (GI) c'est-à-dire le taxon qui présente le degré de polluo-sensibilité le plus élevé de l’échantillon de la station étudiée. Ensuite on croise les valeurs obtenues dans le tableau des valeurs (IBGN NF - T 90 – 350) afin d’obtenir la note de l’indice pour la station.

Enfin, on intègre la note de l’indice calculée en fonction de la situation typologique de la station pour obtenir sa classe de qualité.

Tableau 2.5 : Classes de qualité en vigueur pour la Région wallonne (SPW, 2012)

D'autres indices ont été calculés à partir des listes faunistiques afin d’avoir une image la plus complète possible des peuplements. La robustesse est un IBGN ne prenant pas en compte le premier taxon indicateur, le suivant pouvant appartenir au même GFI. Cet indice permet de ne pas surestimer la note IBGN en donnant trop de poids à un taxon indicateur très sensible mais peu abondant.

La richesse taxonomique (S) donne une idée générale sur la complexité de l’habitat. Une richesse taxonomique élevée est synonyme d’habitats diversifiés dotés de nombreuses niches écologiques. La richesse taxonomique est obtenue en additionnant les taxons en fonction des limites de détermination, de la norme RCS, ou du guide de Tachet et al. (2000).

La richesse numérique (Q) donne des informations générales sur les potentialités trophiques de l’habitat qui seront complétées par l’étude des traits biologiques. Un nombre élevé d’individus implique des ressources trophiques abondantes pour tous les nourrir. La richesse s’obtient en sommant tous les individus (en estimant les taxons dépassant les 50 individus) .

L’indice de diversité de Shannon (H’) indique la stabilité/complexité de l’habitat. Il se calcule à l’aide de la formule suivante :

H' = - ∑S ((Pi) * LOG10(Pi))

I=1

Pi = ni/N avec ni le nombre d’individus de l’espèce (i) de la liste faunistique, N le nombre d’individus total de la liste et S le nombre total de taxons (=richesse taxonomique) (Shannon, 1948). H’ est minimal si, dans un peuplement chaque espèce est représentée par un seul individu, excepté une espèce qui est représentée par tous les autres individus du peuplement. L’indice est maximal quand tous les individus sont répartis d’une façon égale pour toutes les espèces.

L’indice d’équitabilité (J’) informe sur la stabilité et le degré de spécialisation de l’habitat. J’= H’/log S. Cet indice peut varier de 0 à 1, il est maximal quand les espèces ont des abondances identiques dans

Classes de qualité Indice IBGN

Très bonne 17-20

Bonne 13-16

Moyenne 9-12

Médiocre 5-8

Mauvaise 0-4

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le peuplement et il est minimal quand une seule espèce domine tout le peuplement. Insensible à la richesse taxonomique, il est très utile pour comparer les dominances potentielles entre stations où entre dates d’échantillonnage (Pielou, 1966).

L’indice de similarité de Jaccard (J) a été utilisé pour évaluer la similarité des faunes de macroinvertébrés entre deux stations ou deux microhabitats. Il se calcule de la façon suivante :

Sa est le nombre total de taxons au site a, Sb le nombre total de taxons au site b et Sa-b le nombre de taxons communs à a et b.

Afin d’affiner l’exploitation de l’IBGN, un indice d’aptitude biogène peut être calculé : le Cb2 (Verneaux, 1982 ; Trouilhe, 2006). Cet indice se base sur la diversité globale pour attester de la qualité de l'habitat (sous-indice lv) ainsi que sur le niveau de sensibilité des organismes pour la qualité de l'eau (sous-indice ln) en considérant davantage de taxons indicateurs que l'IBGN.

Le Cb2 est une note sur 20 :

Cb2 = In + Iv

Chacun des deux indices In et Iv sont des notes sur 10.

Iv (indice de variété taxonomique) = 0,22*N

N = nombre de taxons répertoriés appartenant à la liste des taxons utilisés pour le Cb2 (Verneaux en 1982).

K = n/4 et n : nombre de taxons indicateurs (affectés d’un indice i de sensibilité) présents dans la liste faunistique avec un peuplement supérieur ou égal à trois individus.

imax : indice de sensibilité des taxons indicateurs les plus sensibles présents dans la liste faunistique (Verneaux 1982).

La principale différence de ce calcul par rapport à l’IBGN est que l’on considère ici un nombre plus important de taxons indicateurs (un seul dans l’IBGN, le groupe indicateur). Ce nombre est égal au quart du nombre de taxons indicateurs présents dans la station avec au moins trois individus. De plus, l’existence de deux indices différents (In et Iv) permet d’illustrer de manière plus évidente la part respective de la qualité de l’habitat (en relation avec Iv) et de la qualité physico-chimique de l’eau (en relation avec In) dans l’indice global Cb2.

Un dernier indice peut être utilisé : le coefficient morphodynamique. Il ne dépend pas de la liste faunistique et contrairement aux autres, il permet d’estimer la qualité de l’habitat en fonction des couples substrat/vitesse inventoriés sur la station. Le calcul est le suivant :

Les codes substrats et vitesses correspondent aux classes d’habitabilités des habitats décrits par la méthodologie du RCS.

La gamme d’hospitalité proposée par Verneaux (1982) est la suivante :

- m > 16 : hospitalité très bonne - 14 = m <16 : hospitalité bonne

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- 12 = m < 14 : hospitalité médiocre - 10 = m < 12 : hospitalité mauvaise - m < 10 : hospitalité très mauvaise

Étude des traits biologiques, écologiques et physiologiques

« La communauté est un niveau d’intégration qui permet à la fois de révéler les perturbations et d’en mesurer les compétences bioécologiques. Les réponses observées à cet étage sont celles qui peuvent être le plus directement traduites en termes d’impact sur le fonctionnement des écosystèmes. Les traits biologiques et écologiques des organismes d’une communauté font partie de la palette des outils à disposition de l’écologiste pour étudier les modifications engendrées par les perturbations à l’échelle communautaire » (Usseglio-Polatera 2007).

Il est intéressant de réaliser un profil biologique stationnel et microhabitationnel des stations étudiées. Une première approche de l’évolution fonctionnelle du peuplement est appréhendée par l’intermédiaire des Traits Biologiques, Écologiques et Physiologiques : TBEP (Tachet et al., 2000). L’approche utilisée pour ce suivi consiste à calculer la distribution des fréquences relatives des notes d’affinités calculées pour les différentes modalités d’un trait. Trois étapes de calcul sont nécessaires :

- la somme (Sij) des notes d’affinité (Xijk) est calculée pour chaque modalité (i) de chaque trait (j) sur l’ensemble les Sk taxons d’un relevé Sij = ∑Xijk,

- cette somme peut être pondérée par le logarithme (en base 2) des abondances (Qk) des différents taxons Sij = ∑ (LOG2(Qk)Xijk),

- les notes d’affinités (Sij) obtenues pour les (nj) modalités du trait (j) sont ensuite exprimées en termes de fréquences relatives par trait S’ij = Sij / ∑ Sij.

Cette analyse ne prend en compte que les taxons de niveau de détermination requis à leur utilisation (Tachet et al., 2000) et est réalisée à partir de la liste faunistique obtenue sur les 12 microhabitats de chaque station. Huit traits ont été étudiés dans cette étude mais qui pourront être complétés en fonction du type d’aménagement envisagé (tableau 2.6).

Tableau 2.6 : Liste des traits écologiques, biologiques et physiologiques (TEBP) utilisés (Tachet et al., 2000)

Traits Modalités crénon

≤ 1 an épirithron

> 1 an métarithron

< 1 hyporithron

1 épipotamon

> 1 métapotamon

aquatique passif estuaires

aquatique actif hors hydrosystème f luvial

aérien passif dalles, blocs, pierres, galets

aérien actif graviers

vol sables

nageur en surface limons

nageur en pleine eau macrophytes, algues f ilamenteuses

rampant microphytes

fouisseur (épibenthique) branches, racines

interstitiel (endobenthique) litière

f ixation temporaire vase

f ixation permanente nul

absorption à travers les téguments lent (<25 cm/s)

mangeur de sédiments f ins moyen (25-50 cm/s)

broyeur rapide (> 50 cm/s)

racleur, brouteur oligotrophe

f iltreur mésotrophe

perceur (algivore ou prédateur suceur) eutrophe

prédateur (découpeur ou avaleur) xénosaprobe

parasite oligosaprobe

chenal béta-mésosaprobe

rives, chenaux secondaires alpha-mésosaprobe

étangs, mares, méandres abandonnés polysaprobe

marais, tourbières

eaux temporaires

lacs

eaux souterraines

(7) Distribution

longitudinale(1) Durée du cycle

de vie

(2) Nom bre potentiel

de cycles par an

(3) Mode de

dispersion

(8) Substrat

(préférendum )

(4) Locom otion et

relation au substrat

(9) Vitesse du

courant

(préférendum )

(5) Mode

d'alim entation

(10) Niveau

trophique

(préférendum )

(11) Valeur

saprobiale

(6) Distribution

transversale

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2.4.3 Populations de poissons

Les poissons sont de bons modèles biologiques. Ils occupent la plupart des cours d'eau, ils sont faciles à identifier, leurs traits d'histoire de vie sont connus. Ils présentent des sensibilités variables à la qualité de l'eau (température, pH, oxygène…), la qualité de l'habitat (substrat, conditions hydrologiques) et aux ressources alimentaires.

L'étude des peuplements de poissons permet de qualifier l'état d'une population, d'identifier et de mesurer l'intensité des perturbations du milieu et de vérifier la fonctionnalité des habitats ou l'efficacité d'un aménagement.

Les techniques de suivi des poissons doivent s'adapter aux phases du cycle de vie des espèces (échelles d'habitats) et à la situation longitudinale de la station. Néanmoins, avant de commencer, il faut définir son objectif. Celui-ci déterminera les méthodes à utiliser (pêche électrique, pêche aux filets et nasses…). Ces méthodes nécessitent souvent une équipe et du matériel importants.

La méthodologie d’échantillonnage pour l’inventaire de la faune ichtyologique peut être de trois types : le radiopistage, la pêche électrique et l’observation directe. Le radiopistage permet d’étudier le choix de l’habitat par une espèce à tout moment de la journée et de l’année, quelles que soient les conditions hydrologiques. Cependant, cette méthode est très coûteuse et nécessite un matériel spécialisé. Par contre, la pêche électrique permet de travailler sur des échantillons de grande taille et mène à une approche statistique plus élaborée du problème. Cependant les données sur l’habitat des poissons sont plus difficiles à obtenir car cette récolte est limitée par les conditions environnementales de débit par exemple (Baras, 1992). De plus, il faut éviter d’échantillonner lors des périodes de grandes migrations saisonnières (Pouilly et Souchon, 1995). En ce qui concerne l’observation directe, elle a été réalisée exclusivement, dans notre cas, pour la caractérisation de l’habitat de frayères et pour le frai en lui-même.

Pêche électrique

La pêche électrique est une méthode intéressante car elle est très peu sélective étant donné que toutes les espèces (ou presque) peuvent être capturées, grâce notamment à deux passages successifs. Ensuite, cette technique est également peu encline à des variations en fonction des paramètres environnementaux tels que le débit ou la température, ou biologiques tels que l’espèce et la taille, c’est pourquoi elle est reproductible. De plus, cette méthode est peu invasive et nocive pour le poisson qui est remis à l’eau une fois la biométrie réalisée. Un courant continu est délivré du générateur et le courant électrique agit sur le système neuromusculaire du poisson. Les anodes placées dans l’eau sont secondées par des épuisettes afin de récupérer les poissons entrés en galvanonarcose. La biométrie est ensuite réalisée, c'est-à-dire le dénombrement des individus, l’identification de l’espèce de chaque poisson ainsi que les mesures de taille et de poids des poissons capturés et maintenus dans des conditions idéales de température et d’oxygénation. Les pêches sont, en général, réalisées en période de basses eaux afin d’avoir des conditions de capture acceptables (Philippart, 1977) et d’obtenir les résultats les plus exhaustifs possibles (Baras, 1992 ; Walphy, 2010a ; HYDROSPHERE, 2011d).

Diverses pêches électriques ont été menées par le SPW-DEMNA/ Service de la Pêche à différents points des masses d’eau étudiées. La méthode consiste à plonger deux électrodes de charges opposées dans le cours d'eau (Kestemont et al., 2004) afin de plonger le poisson en électrotaxie. Le poisson qui se trouve dans le champ électrique est contraint de réaliser une nage forcée vers l'anode où il pourra ensuite être attrapé à l'aide d'une épuisette puis identifié, mesuré et pesé. Si la méthodologie est bien respectée elle n’engendre pas ou peu de conséquence négative pour les poissons capturés tout en étant très efficace au niveau du taux de capture.

L’IBI ou Indice d’Intégrité Biotique a été initialement proposé par Karr (1981) et amélioré par Karr et al. (1986) et permet de répertorier les rivières en classe d’intégrité biotique (Goffaux, 2005). Le processus de classification commence par identifier la communauté de poissons à étudier ainsi que par choisir une technique d’échantillonnage adéquate. Le système est composé de six classes d’intégrité qui vont de « aucun poisson capturé» à excellente, en passant par très faible, faible, moyenne et bonne (Didier, 1997). L’IBI permet donc d’estimer l’état du statut de l’écosystème en utilisant douze paramètres relatifs à la communauté ichtyologique et répartis en trois catégories : composition et richesse spécifique ; composition trophique ; condition et abondance des poissons. Ces douze paramètres s'inscrivent dans des niveaux d'études de l'écologie aquatique différents, de l'individu à l'écosystème, en passant par la population et la communauté. La valeur obtenue pour chaque paramètre est comparée à une valeur attendue pour un site localisé dans une région

39

géographique similaire et sur un cours d’eau de taille similaire où les influences humaines sont minimales (Weber, 1981). Un score est attribué à chaque paramètre et ce score peut être de 5, si la valeur obtenue est proche de la valeur attendue de référence ; de 3 s’il dévie légèrement ou de 1 s’il dévie fortement. Ensuite, une somme des scores des douze paramètres est effectuée et permet de donner une classe d’intégrité au site d’échantillonnage. Si cette somme est proche de 60, qui est le score le plus haut, le site est considéré comme peu perturbé par l’homme. Par contre, si cette somme est basse, la qualité du site est faible (Didier, 1997).

IBIP (Indice Biotique d’Intégrité Piscicole)

C’est une adaptation de l’IBI au contexte européen (Didier, 1997) mais résulte toujours de la comparaison entre la communauté de poissons observée d’une station et une communauté théorique attendue dans ce type de milieu non perturbé par des activités anthropiques. Cependant, certains paramètres originaux ont été retenus alors que d’autres ont été remplacés, pour tout de même garder douze paramètres répartis en trois catégories (Didier, 1997).

L’indice retenu est l’IBIP Indice Biotique d’Intégrité Piscicole (CE LIFE 97ENV/B/00419).

Cet indice ichtyologique correspond aux zones à truite, ombre, barbeau et brème de la classification de Huet (1949). Comme dans le système de Huet, cette typologie est sous-tendue par les variables morphodynamiques des cours d’eau (pente, largeur du lit, distance à la source). Elle est basée sur 6 paramètres regroupés en 3 catégories (richesse spécifique, qualité de l’eau et qualité de l’habitat). La construction de l’indice résulte de la comparaison entre la communauté piscicole observée d’une station et une communauté théorique attendue dans ce type de milieu non perturbé par des activités anthropiques. L’IBIP est sensible à différents types de dégradation.

L’IBIP a d’abord été étudié sur la partie wallonne du bassin de la Meuse. Par la suite, des initiatives ont été menées en vue de s’intéresser à l’ensemble du bassin mosan, incluant les autres régions et états concernés (Kestemont et al, 1997). L’ensemble de ce travail a été intégré dans le cadre d’un projet européen « FAME » beaucoup plus large et soutenu par la Commission européenne en tant qu’outil pertinent pour la DCE. Il est utilisé comme outil officiel du SPW pour la mise en oeuvre des réseaux de surveillance depuis 2006 (tableau 2.7).

Tableau 2.7 : Classes de qualité en vigueur en Région wallonnes (SPW 2012).

Afin d’évaluer l’impact écologique des aménagements, plusieurs autres méthodes d’échantillonnage et indices ont été utilisés tels que la méthode de prélèvement par microhabitats, l’échantillonnage ponctuel d’abondance, les indices EFI, IPR, IAM ou encore IQF. Ils n’ont pas été appliqué sur toutes les stations.

Observation directe du frai sur le terrain

Grâce aux différentes données disponibles concernant les périodes de frai des espèces cibles, les observations sont concentrées au printemps et au début de l’été. Durant ces périodes, les zones de frayères déjà observées auparavant ainsi que d’autres frayères potentielles telles que celles créées dans le cadre de la restauration (par l’injection de galets) sont examinées. Cette observation a pour but de repérer des agrégats de reproducteurs et les comportements de frai caractéristiques.

Frayères reconstituées

Certaines frayères reconstituées ont également été analysées. Tout d’abord, leur position sur la station est notée ainsi que la longueur et la largeur de chaque frayère. Ensuite, quatre ou cinq transects transversaux sont établis tous les 1,50 m sur la zone de frayère. Sur ces transects un point est défini tous les 50 centimètres et en chacun de ces points, la profondeur et les vitesses de fond, intermédiaire et de surface, sont mesurées. Les substrats sont également déterminés et caractérisés par leur granulométrie.

Classes de qualité Indice IBIP

Très bonne 23-30

Bonne 19-22

Moyenne 15-18

Médiocre 11-14

Mauvaise 6-10

40

Prélèvements par microhabitats

Une détermination de la position des poissons dans l’habitat est effectuée lors de la pêche électrique par microhabitats, en identifiant le point de provenance du poisson. C’est donc l’endroit où il se trouve au moment où il réagit au champ électrique et non l’endroit de capture qui est noté, sachant le rayon d’attraction de l’anode (1 m) (Baras, 1992).

Cependant, cette méthode se base sur une hypothèse qui avance que le point de provenance est l’endroit que le poisson occupait avant le passage de l’équipe de pêche. Baras (1992) a vérifié cette hypothèse et affirme que l’étude de l’utilisation de l’habitat par pêche à l’électricité est valable et adaptée en ce qui concerne le barbeau fluviatile. Par contre, cela n’a pas été étudié pour d’autres espèces plus pélagiques et n’occupant pas de territoire défini.

Les mesures effectuées sont ensuite replacées sur des cartes de microhabitats préalablement réalisées sur la station d’étude.

Pêche aux alevins

Les alevins sont de très bons indicateurs de la qualité d’un cours d’eau car ils renseignent sur la capacité de renouvellement, la dynamique des populations ou encore les espèces qui fraient sur un site particulier. Etant donné qu’ils sont plus sensibles que les adultes, la diversité et l’abondance des alevins se modifient beaucoup plus vite et plus nettement face à une perturbation. De plus, la densité des alevins fournit des informations quant à la qualité et la capacité de reproduction des adultes.

Une pêche aux alevins se déroule à l’électricité, comme pour les adultes, mais avec une intensité de courant adaptée à leur taille. Un appareil portatif générant du courant et alimenté par une batterie, appelé « Martin Pêcheur » est utilisé, ainsi qu’une anode de faible diamètre. Cette méthode vise, comme l’indique son nom, à capturer les individus de l’année.

La pêche aux alevins est réalisée suivant le protocole de la pêche par ambiance. Cette dernière consiste à prospecter les différents microhabitats présents. Chaque ambiance doit être homogène de par la morphologie, la granulométrie, la hauteur d’eau, la luminosité, ou encore la végétation dont sa densité. La productivité piscicole est ainsi mesurée pour chaque ambiance. Ensuite, l’échantillonnage de ces microhabitats est réalisé grâce à la technique de pêche électrique par Echantillonnage Ponctuel d’Abondance (E.P.A.). Cette méthode consiste à effectuer une multitude d’échantillonnages aléatoires de petites tailles, appelés points d’échantillonnages élémentaires. Chacun de ceux-ci correspond à la surface soumise au champ électrique de l’anode lorsqu’elle est immergée en un point précis. La petite taille des échantillons pris en grand nombre a pour objectif d’être davantage valable d’un point de vue statistique. De plus, cela permet de mieux appréhender la densité et la répartition spatiale des alevins. L’EPA permet de tenir compte du caractère aléatoire et du caractère agrégatif de la distribution des poissons dans certains habitats (HYDROSPHERE, 2011b et c ; Michel, 2008).

Les alevins sont ensuite identifiés sur place ou au laboratoire si l’identification n’est pas évidente. Dans ce dernier cas, les alevins sont transférés dans de l’éthanol dénaturé afin de les conserver pour les identifier au binoculaire.

Cette technique permet d’obtenir un protocole reproductible. Etant donné que ce type de pêche n’a pas été réalisé pour les alevins lors de l’état initial, l’incidence de la restauration sur les fonctions de reproduction ne pourra pas être évaluée mais les microhabitats favorables ont pu être mis en évidence. De plus, cette évaluation pourrait servir à une comparaison future.

Indice EFI

L’EFI ou European Fish Index est un indice biotique basé sur les peuplements de poissons développés à l’échelle européenne au cours du projet FAME (Fish-based Assessment Method for the Ecological Status of European Rivers). Cet indice se base sur dix métriques appartenant à cinq groupes fonctionnels écologiques : niveau trophique, stratégie reproductive, habitat physique, tolérance générale, comportement migrateur. Six de ces métriques sont basées sur la richesse spécifique et quatre sur la densité (FAME Consortium, 2004). Ainsi, les métriques considérées renseignent sur la composition et l’abondance de l’ichtyofaune échantillonnée mais il faut noter qu’elles ne tiennent pas compte de la structure d’âge des populations comme la DCE le requiert. Cet indice est basé sur un modèle prédictif qui découle de conditions de référence et quantifie l'écart entre les conditions attendues et celles observées. Cet écart permet d’évaluer la qualité du site étudié et de cibler le type de perturbation (FAME Consortium, 2004).

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Pour chacune de ces métriques la probabilité calculée renseigne sur l’état de ce paramètre pour le site considéré :

- - 0,5 < P < 1 : la situation observée sur le terrain est meilleure que celle prédite à partir des données abiotiques.

- - P = 0.5 : la situation observée sur le terrain correspond parfaitement à la prédiction faite pour cette métrique.

- - P < 0.5 : le site est altéré, la probabilité est d’autant plus faible que la perturbation est forte.

L’EFI est ainsi obtenu en additionnant les probabilités des différentes métriques et en recalibrant la probabilité finale entre 0 et 1. En effet, l’état écologique est exprimé par un indice allant de 1 (très bon état écologique) à 0 (mauvais état écologique) (FAME Consortium, 2004).

Indice IPR

L’indice poisson rivière ou IPR est un indice mis au point dans le cadre du Programme national Indices Poissons (1996-2001) assuré par l’ONEMA et d’autres partenaires. Cet indice est fondé sur l’occurrence et l’abondance des principales espèces que l’on retrouve dans les cours d’eau français. L’IPR consiste à mesurer l’écart entre la composition du peuplement sur une station donnée et la composition du peuplement attendue en situation de référence, où les conditions ne sont pas ou très peu modifiées par l’homme. La mise au point de cet indice s’est inspirée de l’IBI.

Sept métriques interviennent dans le calcul de l’IPR et la somme des scores obtenus pour chacune de ces métriques donne la valeur de l’IPR. Ces métriques regroupent les espèces en fonction de leurs exigences écologiques. La valeur donnée à chaque métrique est fonction de l’importance de l’écart entre le résultat de l’échantillonnage sur une station donnée, et le score attendu en situation de référence pour la métrique considérée. Les références ont été déterminées à partir de 650 stations peu ou pas affectées par l’homme et réparties sur le territoire français. Si l’IPR est de 0, alors le peuplement de l’échantillon est totalement conforme au peuplement attendu en situation de référence. Si l’IPR est élevé, alors les caractéristiques du peuplement échantillonné s’éloignent de celles du peuplement de référence. Les métriques intervenant dans le calcul sont : le nombre total d’espèces, le nombre d’espèces rhéophiles, le nombre d’espèces lithophiles, la densité d’individus tolérants, la densité d’individus invertivores, la densité d’individus omnivores et enfin la densité totale d’individus. Suite à la somme des scores obtenus pour les 7 métriques, on obtient l’IPR et on lui associe une des cinq classes de qualités définies.

Des études scientifiques ont permis de démontrer que certaines perturbations anthropiques entraînent la déviation des métriques par rapport à la référence. Il est dès lors possible en fonction des métriques perturbées de poser des hypothèses quant à la cause de la perturbation. Par exemple, un manque d’espèces lithophiles est souvent lié au colmatage des berges et du fond des cours d’eau (Belliard et Roset, 2006).

Méthode et indice IAM

La méthode de l’Indice d’Attractivité Morphodynamique a été mise au point par la DR 5 du CSP (actuellement ONEMA) (1993-1997) et finalisée par TELEOS de 1999 à 2003 (TELEOS, 2010). Cette technique consiste en une analyse cartographique standard de la qualité des mosaïques d’habitats aquatiques, c'est-à-dire à évaluer la mosaïque d’habitats à l’échelle d’une station (Degiorgi et al., 2002). Une cartographie codifiée de chacune des composantes physiques (hauteurs d’eau, vitesses de courants et substrats) est réalisée afin de considérer par la suite leur combinaison (TELEOS, 2004). Cette combinaison définit des zones d’attraction différentielle vis-à-vis des poissons, appelées « Pôles d’attraction ». Cette méthode ne se limite pas à l’approche physique du cours d’eau mais intègre également la qualité et la quantité des abris hydrauliques et des caches pour les poissons (Burton, 2010).

Une série d’indices restitue les résultats obtenus pour chaque station sur des échelles d’hétérogénéité et d’attractivité biogène (Besson, 2008 ; TELEOS, 2006 et 2010). Ces derniers sont : la Variété (Var), la Diversité (Div) et l’Indice d’Attractivité Morphodynamique (IAM).

La variété est le nombre de catégories (de substrats/supports) ou de classes (de vitesses et de profondeurs) comptées pour chacune des composantes de la mosaïque d’habitats.

La diversité ajoute à la Variété un aspect quantitatif en fonction de la surface occupée par les catégories de chaque composante de la qualité de l’habitat. Cet indice permet de mesurer la complexité et l’hétérogénéité de la station.

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La diversité optimale (Divopt) est calculée en considérant que toutes les catégories sont représentées par une surface équivalente. Le rapport de la diversité observée sur la diversité optimale permet de déterminer la régularité (Reg).

La diversité maximale (Div max) est calculée en fonction du nombre de catégories de chaque composante de l’indice. Le rapport entre la diversité observée sur la diversité maximale permet de déterminer l’Equitabilité (E). La diversité observée va toujours varier entre 0 et la diversité maximale.

Le calcul de l’indice IAM, permet une comparaison entre les différentes stations et dans le temps. L’IAM est basé sur les différentes composantes que sont la variété des classes de hauteurs d’eau, de vitesses et de substrats et l’attractivité des substrats/supports pour l’ichtyofaune. Une étude réalisée sur différentes stations en France a permis d’associer une note d’attractivité pour le poisson en fonction de chaque substrat (Vulliet, 2004 ; TELEOS, 2010).

L’IAM doit être ensuite comparé à une valeur de référence obtenue grâce à une modélisation réalisée à partir de stations de référence en France. La valeur de référence de l’IAM varie en fonction de la largeur du cours d’eau, suivant une équation définie par Degiorgi (non publié, cité par Vulliet, 2004 in Burton, 2010).

Equation :

La courbe de référence de l’IAM en fonction de la largeur du cours d’eau se trouve en figure 2.3.

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Figure 2.3 : Courbe de référence de l’IAM en fonction de la largeur du cours d’eau (Degiorgi, non publié, cité par Vulliet, 2004 in Burton, 2010).

Indice IQF

L’Indice de Qualité de Frai ou IQF est un indice qui se base sur les peuplements d’alevins et est développé par le bureau d’étude Hydrosphère. Etant donné qu’il n’existe actuellement aucun indice officiel qui permet d’évaluer la qualité de frai ou de peuplements d’alevins, Hydrosphère propose cet indice expérimental, IQF. Ce dernier a été élaboré sur le bassin de la Seine et a pour but d’évaluer la productivité des grands cours d’eau, le recrutement des populations, la répartition des zones de frai et la fonctionnalité des habitats aquatiques. Plus précisément, cet indice se base sur trois facteurs : la diversité spécifique totale des alevins d’une station, la densité d’alevins par habitat de reproduction et enfin, la sensibilité et l’exigence des espèces par rapport à leurs conditions de frai. Cet indice présente l’avantage de proposer un protocole de pêche reproductible ainsi que de disposer d’une analyse méthodologique des résultats de pêche. Ainsi, la qualité globale du frai d’une station peut être évaluée et comparée avec celle d’une autre station. L’indice est une note de qualité exprimée sur 20 (HYDROSPHERE, 2010, 2011a, 2011b et 2011c).

La nature des résultats permet de comparer des habitats et d’identifier les habitats fonctionnels à préserver, mais également d’effectuer une comparaison entre les stations, de réaliser un suivi de la productivité d’une station au cours du temps ou encore d’évaluer l’impact de travaux sur les poissons en définissant une classe de qualité (VNF / CETMEF, 2008).

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3. Masses d’eau du Bocq

3.1 Choix des stations

Dans le cadre du projet Walphy, de nombreux travaux de réhabilitation écologique ont été entrepris sur les deux masses d’eau du Bocq. L’objectif fut donc de réaliser dans un premier temps un état des lieux avant travaux sorte d’état de référence qui a été, dans un deuxième temps, comparé aux résultats du suivi après travaux.

Les études hydromorphologique et écologique d’un site requièrent un investissement non négligeable en termes de temps et de moyen. C’est pourquoi tous les aménagements n’ont pu faire l’objet d’un suivi complet vu le nombre de travaux de réhabilitation et la longueur du linéaire concerné.

Les sites aménagés, pour faire l’objet d’un suivi, doivent répondre aux conditions suivantes :

- comme le suivi requiert l’emploi de matériel parfois lourd et encombrant, il est nécessaire que l’accessibilité au site soit relativement aisée,

- le lit mineur de la station étudiée doit également être praticable à pied, - les aménagements entrepris doivent être suffisamment importants pour que les bénéfices

soient décelables par les indices sélectionnés.

Les sites suivants ont été choisis sur les deux masses d’eau du Bocq :

- station de contrôle : le Bocq à Senenne a été choisi car le site est particulièrement préservé, hors zone habitée et exempt de tout rejet direct. Il a été sélectionné afin de servir de référence pour l’analyse des données.

- continuité longitudinale : le Bocq à Spontin village où l’arasement d’un seuil a été réalisé. Ce genre de travaux très lourd est intéressant à étudier tant au niveau de la géomorphologie (transport des sédiments) que de l’écologie (libre circulation des poissons).

Le Bocq à Yvoir pour le suivi de la remontée des poissons dans la passe à poissons construite latéralement à l’obstacle (déversoir du Maka).

- continuité transversale : le Bocq à Spontin (lieu-dit de Sainte-Catherine), dans les propriétés de captage de la Société de distribution d’eau Vivaqua, où des réhabilitations limitées au lit mineur ont été effectuées.

Le Bocq à Emptinale où une reméandration a été réalisée sur un secteur rectifié.

Le ruisseau du Leignon à Haljoux, où une réhabilitation avec plus d’espace de liberté pour le cours d’eau a été menée l’été 2010.

Un état des lieux du bassin du Bocq a été réalisé en début d’étude (Walphy 2009). Un état des peuplements de poissons est présenté en annexe 3.0.

3.2 Station de contrôle : Bocq à Sennene

3.2.1 Contexte local et description du milieu physique

Quelques kilomètres en amont de Spontin, le Bocq traverse successivement les zones de captages Vivaqua de Reuleau et de Senenne. Entre ces deux zones de captage, un secteur de longueur légèrement supérieure à 1 km semble peu perturbé. Ce secteur présente des caractéristiques que l’on estime optimales pour la masse d’eau. Il a été sélectionné comme station de référence afin d’offrir un point de comparaison avec les autres stations étudiées sur le Bocq.

Pour sélectionner ce secteur, nous nous sommes basés dans un premier temps sur les résultats du Qualphy et sur les indices écologiques existants. Une fois la présélection de quelques segments effectués, une visite de terrain a permis de confirmer ce choix (figure 3.2.1).

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Figure 3.2.1 : Localisation de la station d’étude de Senenne (entourée en bleu) (fond de plan IGN ; secteurs Qualphy, Van Brusel, 2005)

Au niveau de la lithologie, la station se situe sur les calcaires carbonifères de l’assise de Hastière. A cet endroit, le tracé général du Bocq est parallèle à l’axe du synclinal calcaire dans lequel il décrit de larges méandres. La pente moyenne du cours d’eau y est de 4,8 ‰. Le Bocq y est sinueux (indice de sinuosité de la zone comprise entre les deux zones de captage = 1,22) avec des écoulements diversifiés et des secteurs d’érosion et de dépôts. La station est située dans une zone peu anthropisée ceinturée d’une prairie de fauche inondable en rive droite et d’un versant boisé légèrement plus pentu en rive gauche. La ripisylve en rive droite est composée d’herbacées de prairie avec la présence ponctuelle de grands ligneux. En rive gauche, les ligneux sont plus présents et sont accompagnés de buissons (figure 3.2.2). Sur la partie amont de la station (50 premiers mètres), la berge gauche est constituée d’un talus, lié à la présence d’un étang.

Figure 3.2.2 : Vue de l’aval vers l’amont (à gauche) et de l’amont vers l’aval (à droite) de la station du Bocq à Senenne en 2009

Le secteur (appelé segment par S. Van Brussel, 2005) 2D du Qualphy Bocq aval qui concerne la station étudiée est une zone naturelle de 1137 m comprise entre 2 zones artificialisées liées aux protections de captages. Le linéaire de la station étudiée (100 m) représente ainsi 11 % du secteur 2D. La qualité physique du secteur étudié est l’une des meilleures du bassin versant (tableau 3.2.1). Son indice global vaut 74 % classant ainsi le secteur en bonne qualité. Les notes indicielles de chacun des trois compartiments sont de 74 % également. S. Van Brussel rappelle que ce secteur comprend une zone d’environ 15 % du linéaire qui se marque par une rectification et un remblaiement sur la rive droite, ce qui l’a menée à considérer l’inondabilité réduite de moins de 50 %. Par ailleurs, la plupart du linéaire du secteur se caractérise par une structure variée des berges : la majorité des berges est naturellement soutenue par la ripisylve, avec quelques zones d’érosion là où cette dernière est moins dense.

Une partie du secteur 2D a donc été choisie comme secteur de référence car ce dernier a obtenu un des meilleurs indices de la masse d’eau.

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Tableau 3.2.1 : Résultat du Qualphy du segment 2D (Van Brussel, 2005)

Segment

Indice Qualphy (%)

Global (100)

Lit Majeur

(40)

Berge

(20)

Lit mineur

(40)

2D 74

74 74 74

Occupation Annexes Inondabilité Structure Végétation Hydraulique Faciès Substrats

78 68 68 74 72 85 69 65

3.2.1.1 Cartographie des microhabitats

En 2009 référence avant travaux sur les autres sites

Une station de 100 m de long a été étudiée, elle est localisée en amont du pont du chemin forestier (chemin de terre venant du hameau de Senenne). Cette station a été identifiée a priori comme la zone la plus riche du secteur en termes de diversité des substrats, des profondeurs et de vitesses d’écoulement.

Le levé de terrain s’est déroulé le 10/09/2009 en période de basses eaux (Q = 0,9 m³/s à la station limnimétrique de Spontin). Le levé de la topographie du fond du lit se base sur les 331 points topographiques levés sur le terrain au moyen d’une station totale. La largeur moyenne du lit mineur (mesurée entre les pieds de berge) vaut 8,34 m.

Les deux berges sont caractérisées par une structure variée. Elles sont, de manière générale, naturellement soutenues par la ripisylve, avec quelques zones d’érosion là où cette dernière est moins dense. La figure 3.2.3 montre une encoche d’érosion bien marquée en rive droite. Une partie de la berge de rive gauche située à proximité d’un l’étang artificiel semble avoir été rehaussée.

Figure 3.2.3 : Berges de la station de Senenne (vue vers l’aval) en septembre 2009

La profondeur est relativement variée (figure 3.2.4). De manière générale, les mouilles de profondeur importante alternent avec des seuils où les profondeurs sont bien plus faibles. Une zone émergée se trouve en amont de la station en rive droite.

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Les vitesses de courant (figure 3.2.5 et tableau 3.2.2) sont assez diversifiées, avec deux classes dominantes : 0,25-0,75 m/s (47,1 %) et 0,05-0,25 m/s (35,3 %). Les vitesses les plus faibles (classe 0-0,05 m/s ; 12,8 %) se retrouvent le long des berges ainsi qu’au niveau de la grande mouille où s’est développé l’encoche d’érosion en rive droite. Les vitesses les plus élevées (classe 0,75-1,50 m/s ; 4,9 %) sont observées au niveau du seuil proche de l’îlot, où la pente du plan d’eau est importante.

Figure 3.2.4 : Station de Senenne – profondeurs en 2009

Figure 3.2.5 : Station de Senenne – vitesses en 2009

Figure 3.2.6 : Station de Senenne – substrats en 2009

La figure 3.2.6 illustre les substrats présents sur la station de Senenne. Onze substrats y sont répertoriés, dont 1 dominant : les galets (52,5 %). Ces derniers sont souvent recouverts par des

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bryophytes (12 %). Quelques dépôts limoneux (5,9 %) et vaseux (2,5 %) se trouvent dans les zones de courant plus calme. Notons également un dépôt graveleux à l’entrée de la grande mouille (8,9 %) et quelques zones à blocs (7,8 %), notamment dans le chenal s’écoulant à droite de l’îlot. Les éléments végétaux sont également représentés : outre les bryophytes (12 %), nous trouvons des algues (0,9 %), des hélophytes (1 %), des hydrophytes (6,1 %), des chevelus racinaires (1,6 %) et des débris organiques grossiers (0,9 %).

Tableau 3.2.2 : Rapport substrat / vitesse et pourcentage des microhabitats de la station de Senenne (relevé du 10/09/2009)

La carte des microhabitats (figure 3.2.7) a pu être réalisée en croisant la carte des substrats à celle des vitesses de courant.

Figure 3.2.7 : Cartographie des microhabitats de la station de Senenne en septembre 2009

Les microhabitats relevés sur la station de Senenne sont nombreux (36 microhabitats supérieurs à 0,1 %), du fait de la bonne diversité des vitesses et des substrats. Toutefois 16 classes sont très peu représentées (recouvrement inférieure à 1 %). Les galets, dotés d’une vitesse de courant faible (5-25 cm/s) à moyenne (25-75 cm/s), sont les substrats les plus représentés (respectivement 19,9 et 26,2 %). On retrouve des microhabitats particulièrement intéressants pour la faune benthique avec des ordres d’habitabilité élevés tant en terme de vitesse de courant (classes moyennes 25-75 cm/s et élevée 75-150 cm/s) que de substrats (bryophytes, hydrophytes, chevelus racinaires…). On note la présence marquée de bryophytes et d’hydrophytes en vitesse de courant moyenne (25-75 cm/s), soit respectivement 7,3 et 4,6 %. Les microhabitats moins biogènes sont également présents bien que moins représentés (algues, limons et sables, vases, dans des classes de courant lent à faible).

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Bien que l’échelle d’étude ne soit pas la même, ces résultats concordent avec l’analyse de la qualité physique réalisée par S. Van Brussel (2005). Les substrats sont variés et les vitesses d’écoulement sont diversifiées.

En 2012 lors des suivis après travaux sur les autres sites

De manière générale, les substrats présents en 2012 sont sensiblement les mêmes que ceux rencontrés en 2009. Néanmoin, les hydrophytes sont nettement moins développés, en raison de la saison du relevé réalisé en mai pour 2012, alors que l’état initial avait été effectué en septembre 2009.

Sur la station de référence à Senenne, les proportions des différents substrats minéraux grossiers (graviers, galets et blocs) varient légèrement, mais la somme reste globalement identique (environ 70% ; tableau 3.2.3 ).Les limons et les sables sont moins représentés au profit des vases, ce qui pourrait être lié à la perception de l’opérateur et la difficulté de différencier les sédiments fins sur le terrain.

L'énumération de ces différences peut faire penser que les changements survenus sur la station ne sont pas négligeables. Cependant, un coup d’œil aux cartes de vitesses et substrats (annexe 3.1- figure 3.2.8) ne fait pas ressortir de différences fondamentales, si ce n'est que les vitesses semblent plus fragmentées. Les microhabitats majoritaires en 2009 le restent en 2012, malgré que certaines proportions de substrats et vitesses varient. Ceci est attesté également par le coefficient morphodynamique 'm' qui reste très stable, passant de 19,7 à 19,3.

Figure 3.2.8 : Carte des microhabitats station de Sennene en mai 2012

Tableau 3.2.3 : Pourcentage de microhabitats à Sennene en 2012

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3.2.1.2 Indice de la qualité physique

L’analyse de l’indice tronçon pour la station de Sennene indique qu'entre 2009 et 2012, peu de changements se sont produits. Seul le score d'hétérogénéité (tableaux 3.2.4) a légèrement diminué de 4,4 %, ce qui est très faible.

Tableau 3.2.4 : Résultats de la méthode tronçon pour la station de Senenne (le débit à Spontin pour 2009 et 2012 est respectivement de 0,9 et 0,89 m³/s

En ce qui concerne les autres scores, les changements sont de faible importance. Le recensement des caches et des érosions n'a pas été effectué en 2009. Par conséquent, les valeurs utilisées sont celles de 2012. Toutefois, de faibles modifications subsistent pour l'attractivité et pour la stabilité. Le score d'attractivité ne change pas mais la nature de la frayère dominante passe des herbiers d'hydrophytes immergées aux galets. Le substrat secondaire minéral est la variable modifiant le score de stabilité. Les graviers laissent place à aux galets. Par ailleurs, la connectivité est le point discriminant puisque la hauteur des berges est assez importante (2,4 m).

En outre, la surface occupée par le substrat « hydrophyte immergée » diminue entre 2009 et 2012. L'explication est la période de prélèvement, à savoir en septembre 2009 et mai 2012. La saison diffère et donc les herbiers de 2012 sont moins développés qu’en 2009. Toutefois, la quantité de bryophytes de 2012 est très importante. La méthode « tronçon » ne précise pas dans quel substrat les bryophytes doivent être attribués. Dès lors, il a été choisi de classer les bryophytes dans le substrat « hydrophyte immergée » car il s'agit de deux substrats végétaux, la communauté de macroinvertébrés s'y trouvant est aussi de bonne qualité écologique et les poissons peuvent se servir de cette communauté pour s'en nourrir. Ce choix a pour conséquence de garder une constance dans la surface occupée par les hydrophytes immergées.

Globalement, la station de Senenne est en bon état (classe B) et peut donc, selon la méthode tronçon, servir de référence.

3.2.2 Analyse physico-chimique

Dans un premier temps une mesure ponctuelle de paramètres physico-chimiques sous-tendant la biologie a été effectuée sur le site avec une sonde « Hydrolab » le 24/09/09 (tableau 3.2.5). Les mesures ont été réalisées alors que la rivière était en basses eaux.

Les caractéristiques physico-chimiques du Bocq à Senenne sont celles d’une eau calcaire : pH basique, conductivité importante. La température relevée permet le bon développement des salmonidés (Spillmann, 1961). Les mesures d’oxygénation sont manquantes en 2009 suite au disfonctionnement de l’oxymètre. Les eaux de la rivière en cette période estivale en 2009 étaient très claires et peu chargées en matières en suspension (1,9 mg/l). Les concentrations sont légèrement plus importantes en 2012 (11,7 mg/l).

Une analyse plus fine des matières azotées et phosphorées a été réalisée. Les concentrations en azote ammoniacal sont très faibles (très bonne qualité) et celles des nitrates, des nitrites, du phosphore total et des orthophosphates faibles (bonne qualité). Le niveau d’eutrophisation est donc plutôt faible et n’entraîne pas un développement excessif de la végétation aquatique qui serait éventuellement dommageable pour la faune.

Score Score Score Score Coef QualitéClassesDate Hétérogénéité Attractivité Connectivité Stabilité stab* physique

/111 /90 /130 -60 / 40 0,75 / 1,25 /30600

10/09/09 102 55 A 51 A 55 B -12 érosion 1,00 5.830 B24/05/12 102 51 A 51 A 55 B -15 érosion 1,00 5.610 B

Augmentation - 7,27 % / + 0 % / + 0 % / / / / - 3,77 % /

Linéaire

(m)

C

l

a

s

s

e

C

l

a

s

s

e

C

l

a

s

s

e

C

l

a

s

s

e

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Tableau 3.2.5 : Résultats des analyses physico-chimiques du Bocq à Senenne en 2009 et en 2012

Senenne

2009 2012

Température (°C) 12,4 14,9

Conductivité (μS/cm) 600 576

pH 8,07 7,92

Saturation en O2 (% sat.) / 117,2

Oxygène dissous (mgO2/l) / 11,69

MES 1,9 11,7

Azote ammoniacal (mgN/l) 0,018 0,069

Nitrates (mgN/l) 5,316 4,902

Nitrites (mgN/l) 0,024 0,044

Phosphore total (mgP/l) 0,084 0,092

Orthophosphates (mgP/l) 0,067 0,062

3.2.3 Analyses biologiques

3.2.3.1 Macrophytes

Le relevé macrophytique de la station n’a pas été réalisé en 2009 car des pièges à sédiments avaient été placés sur la station dans le cadre du suivi du colmatage du fond du lit. Afin de ne pas remettre en mouvement des particules fines et compromettre ainsi l’évaluation de ce suivi, le relevé floristique de la station et l’IBMR n’ont pas été réalisés.

L'IBMR calculé en 2012 apparaît comme étant moyen sur la station (Tableau 3.2.6). Le problème vient du fait que les espèces des eaux eutrophes (Vaucheria sp. et Amblystegium riparium) ont un recouvrement important. Les hélophytes ne sont pas très présents. En réalité les berges abruptes ne sont pas favorables à leur implantation et d'ailleurs les baldingères ne sont installées que là où la pente est douce (amont de la station en berge droite).

Tableau 3.2.6 : Relevé floristique à Senenne en août 2012

3.2.3.2 Macroinvertébrés

En 2009

A l’aide de la cartographie des microhabitats, une évaluation de la qualité biologique de la station basée sur les macroinvertébrés a pu être menée. Douze prélèvements ont été effectués (à l’aide d’un filet « surber » de maille 500 µm et de 0,05m² de surface) dans les différents habitats, selon leurs recouvrements et leurs habitabilités (tableau 3.2.7) en septembre 2009.

EspècesAoût 2012

Ki CSi Ei

Algues Vaucheria sp. 3 4 1

Bryophytes Fontinalis antipyretica 4 10 1

Amblystegium riparium 4 5 2

Phanérogames Ranunculus fluitans Renoncule flottante 2 10 2

Callitriche obtusangula 2 8 2

Berula erecta Petite berle 1 14 2

Phalaris arundinacea Baldingère 2 10 1

Moyenne 8,7 1,6

Nb espèces contributives 7

Nb hydrophytes 6

Nb hélophytes 1

Recouvrement total 50-60 %

IBMR 7,9

Vaucheria sp.

52

Tableau 3.2.7 : Effort d’échantillonnage pour chaque microhabitat en 2009

Substrats Nb. surbers Nb. Individus n Nb. espèces Densité (n/ m²)

Algues - - - -

Sable 1 186 13 3720

Vase 1 159 8 3180

Hélophytes - - - -

Graviers 1 235 22 4700

Blocs 1 161 10 3220

Galets (vitesse élevée) 2 239 19 2390

Galets (vitesse moyenne) 2 317 27 3170

Chevelus racinaires 1 122 20 2440

Litière 1 101 21 2020

Hydrophytes 1 311 21 6220

Bryophytes 1 468 23 9360

Total 12 2299 45 3832

La diversité des habitats présents sur la station a été bien intégrée lors de l’échantillonnage car sur les 11 substrats cartographiés, 9 ont été inventoriés. Le substrat « algues » a été délaissé (car peu biogène et faiblement étendu) ainsi que le substrat « hélophytes » qui n’avait pas fait l’objet d’une cartographie lors des premières phases de terrain. Le substrat « galets » (qui représente 53 % de la station) a été échantillonné 4 fois et scindé en deux relevés distincts en fonction de la vitesse de courant (vitesse moyenne et élevée). C’est sans surprise que l’on retrouve les plus grandes densités de macroinvertébrés dans les substrats les plus biogènes, 9360 individus / m² dans les bryophytes et 6220 dans les hydrophytes. Bien que la diversité taxonomique y soit élevée (respectivement 23 et 21) c’est au sein des galets que la diversité taxonomique est la plus forte (27).

La liste faunistique obtenue (annexe 3.2) a permis le calcul de différents indices (tableau 3.2.8).

Tableau 3.2.8 : Indices obtenus pour la station du Bocq à Senenne en 2009 et en 2012

La station est classée en bonne qualité (15/20), la population de macroinvertébrés est très diversifiée (34 taxons) mais relativement peu dense (3832 i/m²). Le groupe faunistique indicateur est « seulement » bon (6/9) mais robuste, la classe de polluosensibilité égale à 6 est représentée par 2 taxons (Lepidostomatidae et Sericostomatidae), ce qui témoigne d’une qualité physico-chimique de l’eau peu altérée mais non optimale.

Senenne Spontin aval Spontin amont

Septembre 2009 Juin 2012 Août 2009 Juin 2012 Août 2009 Juin 2012

Diversité IBGN 34 26 32 28 40 33

GFI 6 (Lepidostomatidae) 6 (Lepidostomatidae) 7 (Goeridae) 6 (Lepidostomatidae) 5 (Hydroptilidae) 7 (Goeridae)

IBGN 15 13 15 13 15 16

Taxon indic. inf. 6 (Sericostomatidae) 6 (Sericostomatidae) 6 (Sericostomatidae) 6 (Sericostomatidae) 4 (Leptoceridae) 6 (Lepidostomatidae)

Robustesse 15 13 14 13 14 15

Nb individus 2299 6085 1108 2438 2101 1748

lv 7,5 5,7 7,0 6,2 8,8 7,3

ln 7,3 7,5 6,7 6,9 7,1 8

14,7 13,2 13,7 13,1 15,9 15,3

Shannon 1,22 1,17* 1,24 1,09 0,94 1,22

Équitabilité 0,73 0,73* 0,78 0,66 0,56 0,72

Jaccard 56,1 63,5 53,1

* Calculés sans les Simuliidae

Cb2 (lv + ln)

Valeurs réelles : Shn = 0,72 et Eq = 0,44

53

Le Cb2 confirme les résultats obtenus (14,7/20), l’indice Iv évaluant la qualité de l’habitat est de 7,5/10 tandis que l’indice In cotant la qualité physico-chimique de la station est de 7,3/10.

Le coefficient morphodynamique est en parfait accord avec les indices précédemment cités. Le potentiel de l’habitabilité de la station est excellent (19/20) et permet l’implantation d’une population de macroinvertébrés dense et diversifiée.

Le peuplement est bien équilibré (J’ de 0,73/1 malgré un nombre élevé de taxons) et les insectes représentent 83,9 % de l’effectif (figure 3.2.9 et tableau 3.2.9). Les Coléoptères sont les plus représentés (28 %), suivis des Diptères (22,4 %), des Trichoptères (22,3 %) et des Éphéméroptères (11 %). Les Amphipodes (notamment les Gammaridae) sont peu représentés (2,5 %) malgré des substrats correspondant bien à leurs exigences écologiques (chevelus racinaires, litières…). Aucun Plécoptère, taxon très polluosensible, n’a été retrouvé malgré la qualité du milieu physique.

Tableau 3.2.9 : Rapport en % des taxons représentés sur le Bocq à Senenne, le 24/09/09

Bocq à Senenne

HYDRACARIENS HYDRACARIENS 0,26 0,26

CNIDAIRES HYDRIDAE 0,13 0,13

ANNELIDES OLIGOCHETES

7,13 5,22

ACHETES 1,91

MOLLUSQUES GASTEROPODES

5,92 4,78

BIVALVES 1,13

CRUSTACES AMPHIPODES

2,65 2,48

ISOPODES 0,17

INSECTES

EPHEMEROPTERES

83,91

11,05

ODONATES 0,09

HETEROPTERES 0,04

COLEOPTERES 27,97

TRICHOPTERES 22,31

DIPTERES 22,44

Figure 3.2.9 : Rapport en % des taxons représentés sur le Bocq à Senenne, le 24/09/09

Le suivi des traits biologiques, écologiques et physiologiques (TBEP) permet d’analyser avec plus de finesse les stations étudiées :

0

5

10

15

20

25

30

HY

DR

AC

AR

IEN

S

CN

IDA

IRE

S

OL

IGO

CH

ET

ES

AC

HE

TE

S

GA

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OP

OD

ES

BIV

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PH

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S

TR

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OP

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S

DIP

TE

RE

S

Fré

qu

en

ce

(%

)

54

- analyse des traits biologiques (annexe 3.3a) : les macroinvertébrés de la station ont majoritairement un cycle de vie supérieur ou égal à un an. On peut supposer que la station offre des conditions de vie stables et permet l’implantation d’une faune exigeante et spécialisée (stratégie K). On retrouve sur la station une population équilibrée, quant au mode d’alimentation, avec une légère dominance des racleurs / brouteurs de substrats (27 %) et des broyeurs (23 %),

- analyse des traits physiologiques (annexe 3.3.b) : les macroinvertébrés de la station sont moyennement polluosensibles, la majorité d’entre eux sont β-mésosaprobes (38 %) à tendance oligosaprobe (28 %),

- analyse des traits écologiques (annexe 3.3.c) : la distribution longitudinale des macroinvertébrés est centrée sur le métarithron et l’hyporithron (Illies & Botosaneanu 1963). Le pourcentage des paramètres décroît au fur et à mesure que l’on s’éloigne de ces zonations (avec une forme proche d’une courbe de Gauss). Le paramètre « hors hydrosystème fluvial » doit être considéré de manière indépendante car il est hors de la distribution longitudinale de la rivière. La fréquence élevée des macroinvertébrés (12 %) passant du lit mineur au lit majeur est importante du fait du nombre élevé de coléoptères sur la station (28 %). C’est un signe avéré de bonne qualité de la continuité transversale, avec des échanges entre la rivière et la plaine alluviale.

Les macroinvertébrés de la station ont plus d’affinité envers les substrats végétalisés et minéraux de type galet (respectivement 21 et 20 %) ainsi que pour les vitesses de courant moyennes à lentes (29 et 33 %).

En 2012

Le peuplement est dominé par les Éphémères, les Elmidae, les Chironomidae et les Simuliidae. Les taxons les plus sensibles (Lepidostomatidae et Sericostomatidae) se trouvent dans les hydrophytes et les galets.

Par rapport à l'état initial de 2009, la diversité IBGN chute de 34 à 26 taxons, faisant perdre 2 points à l'indice, et ce avec un GFI identique (6/9 : Lepidostomatidae ; tableau 3.2.8). La disparition de l'Éphémère Torleya major (18 spécimens à 0) contraste avec l'apparition des deux Trichoptères Athripsodes sp. et Anomalopterygella chauviniana (respectivement 37 et 17 spécimens). Les hydropsyches (300 à 42) et les Sericostomatidae (115 à 16) montrent un déclin important tandis que les Simuliidae augmentent de façon spectaculaire, passant de 21 à 3841 individus collectés (annexe 3.4).

La qualité de l'eau ne semble pas s'être dégradée, et cette interprétation est confirmée par le Cb2, dont le sous-indice lv (qualité de l'eau) n'est pas modifié, et tend même à augmenter. C'est le sous-indice ln (qualité de l'habitat) qui pâtit de la chute de diversité.

L'indice de similarité de Jaccard illustre le fort degré d'apparitions/disparitions inopinées de divers taxons marginaux.

La communauté reste bien diversifiée et équilibrée selon les indices de Shannon et d'équitabilité, à condition de ne pas tenir compte des Simuliidae, dont plus de 3600 spécimens ont été recueillis dans un seul prélèvement dans les hydrophytes. Sans les Simuliidae, les différents groupes taxonomiques restent stables. Il apparaît toutefois une augmentation nette des Oligochètes et des Diptères, et une diminution des Trichoptères, tandis que la densité globale ne change pas sensiblement. Les traits biologiques sont repris à la figure 3.3.21 avec les données de la station de Spontin.

55

3.3 Continuité longitudinale

3.3.1 Station de Spontin village

3.3.1.1 Contexte local et description du milieu physique

L’ouvrage 1462, situé sur le Bocq à la sortie du village de Spontin, bloque complètement la remontée des poissons par sa hauteur de chute élevée (1,2 m) et son important ressaut hydraulique (figure 3.3.1). Il s’inscrit ainsi comme un obstacle important à la remontée piscicole vers la partie amont du bassin (figure 3.3.2).

Figure 3.3.1 : Ouvrage 1462 sur le Bocq à Spontin

Figure 3.3.2 : Localisation de Spontin et des obstacles présents (fond de plan IGN et données SPW)

Par ailleurs, de par la présence de cet obstacle, les écoulements de la rivière sont perturbés sur environ 200 m de linéaire en amont. La zone d’influence du seuil est représentée sur la carte de la

56

figure 3.3.3. Ajoutons également que cette retenue entraine un effet nuisible en crue par le rehaussement de la ligne d’eau en amont. De plus, il constitue un danger potentiel de noyade dans sa profonde retenue (jusqu’à 1,7 m de profondeur).

L’ouvrage n’ayant plus aucune utilité en dehors du maintien de la ligne d’eau, son étude a été entreprise dans le cadre du projet WALPHY dans le but de l’aménager afin de réduire son impact sur la libre circulation des poissons et d’améliorer le transport sédimentaire du cours d’eau. C’est ainsi qu’il a été décidé d’effacer le déversoir, ce qui représente d’après la littérature la solution la plus efficace. Parrallèlement, les berges amont ont fait l’objet de travaux de stabilisation sur toute la longueur de la zone d’influence (200 m) : épis en enrochement , talutage et plantations. Les aménagements ont dû tenir compte du mur de berge gauche à préserver car il protége une conduite d’eau potable.

Trois propositions d’aménagements de l’ouvrage 1462 ont été émises par le bureau SINBIO engagé en sous-traitance par la DCENN Namur :

1 effacement du barrage avec création d’un seuil de fond à la place. Renaturation des berges sur toute la longueur de sa zone d’influence (200 m),

2 bras de contournement en rive gauche au niveau de l’ancien bief et création d’une échancrure,

3 pré-barrage coté rive droite, avec création d’une échancrure.

Le premier scénario a été retenu.

De manière à étudier l’évolution du site après arasement du barrage, deux stations de suivi ont été définies. Localisées en amont et en aval de l’obstacle, elles sont chacune d’une longueur de 100 m. La cartographie des microhabitats réalisée avant et après travaux permettra de vérifier si les travaux ont eu pour effet une amélioration de la diversité des faciès d’écoulement.

Figure 3.3.3 : Obstacle 1462 et les deux stations étudiées (fond de plan IGN)

Au niveau de la lithologie, le site se situe sur les grès (psammites) du famennien supérieur. A cet endroit, le tracé général du Bocq recoupe les bancs lithologiques perpendiculairement à l’axe des tiges condruziens. La pente moyenne du cours d’eau y est de 5,2 ‰ et la largeur moyenne à plein bord est de 10,2 m, ce qui permet de déterminer la puissance, égale à 92 W/m². Le Bocq y est moins sinueux qu’à la station de référence. Dans la traversée de Spontin, le tracé est parfois rectifié et les berges sont souvent emmurées ou enrochées.

Le site étudié est situé en plein village et est bordée de jardins en rive droite et d’un versant boisé en rive gauche (à l’exception de quelques jardins sur la station amont). Sur la station amont de l’obstacle, une partie de la berge droite est constituée d’un talus, lié à la présence d’un étang.

57

L’ouvrage 1462 (figure 3.3.4), représente la limite de séparation entre les secteurs 3A (amont de l’obstacle : traversée du village de Spontin) et 3B (aval de l’obstacle : secteur plus naturel) du Qualphy Bocq aval (Van Brussel, 2005).

Figure 3.3.4 : Secteurs Qualphy délimités par l’obstacle 1462 (fond de plan IGN + secteurs Qualphy, Van Brussel, 2005)

Selon l’évaluation réalisée par S. Van Brussel (2005), le secteur 3A (tableau 3.3.1) est de qualité moyenne (54 %). Le Bocq traverse le village de Spontin, ce qui a un effet néfaste sur l’occupation du sol (23 %). L’indice berge (39 %) est également affecté par la traversée du village car la ripisylve a disparu au profit d’empierrements et de plantations urbaines (végétation des berges : 21 %). Le lit mineur est de bonne qualité (65 %) car les faciès et les substrats présents sont bien diversifiés (respectivement 65 et 75 %). L’hydraulique du site est de 57 % malgré l’aspect lentique du cours d’eau sur 200 m de longueur en amont de l’ouvrage 1462 (effet de la retenue).

Le secteur 3B est de bonne qualité (67 %), grâce à ses berges plus naturelles (67 %) et par sa structure du lit mineur (73 %). En effet, sur le secteur 3B, le Bocq longe une zone boisée en rive gauche et herbacée (habitat rural) en rive droite (végétation des berges : 54 %), avec des berges naturellement soutenues (structure des berges : 71 %). Le lit mineur est également de bonne qualité car il est libre de tout obstacle (hydraulique : 94 %) et les faciès sont bien diversifiés (73 %). Seul le substrat est de qualité moyenne (50 %).

3A

3B

58

Tableau 3.3.1 : Résultat du Qualphy des segments en amont et en aval de l’obstacle 1462 (Van Brussel 2005)

On notera quelques incohérences au niveau des sous-indices du lit majeur. En effet, le segment 3A traverse le village de Spontin, ce qui agit négativement sur l’occupation du sol (23 %). Par contre, la traversée du village ne semble pas vraiment affecter les sous-indices annexes hydrauliques et inondabilité (68 % chacun). A l’inverse le secteur 3B, qui semble plus naturel, bénéficie d’une bonne notation au niveau de l’occupation du sol (62 %) mais possède de mauvais scores au niveau des annexes hydrauliques et de l’inondabilité (respectivement 31 et 21 %).

Topographie et cartographie des microhabitats

Avant travaux (2009)

Deux stations de 100 m de long ont été étudiées (figure 3.3.3), localisées en amont et en aval de l’obstacle. Les stations amont et aval représentent respectivement 16,3 et 17,3 % du linéaire des secteurs 3A et 3B de l’évaluation de la qualité physique. Les levés de terrain se sont déroulés à des dates différentes mais à chaque fois en période de basses eaux.

Station amont de l’obstacle 1462

Le levé de terrain relatif aux mesures de vitesses et à la cartographie des microhabitats s’est déroulé le 07/08/2009 en période de basses eaux (Q = 0,87 m³/s à la station limnimétrique de Spontin). Le levé topographique s’est déroulé en deux phases. Nous avons d’abord réalisé le levé de la station proprement dite, à savoir le levé des profils transversaux réalisés tous les 5 m et des points intermédiaires levés entre ces profils transversaux. Ce travail s’est également déroulé le 07/08/2009 en période de basses eaux. Par la suite, un levé plus large du site a été réalisé par les géomètres travaillant pour le SPW. Ce travail s’est étalé sur le mois de septembre et a permis de lever en détails l’obstacle, les berges et des transects supplémentaires jusqu’à 200 m en amont de l’obstacle. Le levé de la station a pu être intégré à ce levé plus large par géoréférencement. La largeur moyenne du lit mineur (mesurée entre les pieds de berge) y est de 6,65 m.

La berge gauche de la station amont comprend (d’amont en aval) :

- des enrochements (entre le profil 100 et le profil 60), installés afin de protéger les habitations bordant la rivière. La végétation est composée d’une haie de résineux, non continue, située à 1,5 m de la rivière ;

- entre les profils 65 et 60, un fossé bétonné d’écoulement des eaux pluviales se jette dans la rivière ;

- depuis le profil 55 (en amont) jusqu’au profil 15 (en aval), s’étend un mur vertical protégeant une canalisation d’eau potable. Une éponge encroûtante (non déterminée) recouvre une partie du mur et différents arbres composent la ripisylve, qui borde ce mur (figure 3.3.5) ;

Segment Situation

Indice Qualphy (%)

Global (100)

Lit Majeur

(40)

Berge

(20)

Lit mineur

(40)

3A Amont

obstacle 54

40 39 65


23 68 68 44 21 57 65 75

3B Aval

obstacle 67

48 67 73


62 31 21 71 54 94 73 50

59

- entre les profils 15 et 0, le mur de berge n’est plus présent. Par contre, les arbres formant la ripisylve sont nombreux.

Figure 3.3.5 : Station amont du Bocq à Spontin le 07/08/2009

La berge droite comprend (d’amont en aval) :

- une berge naturellement soutenue entre les profils 100 et 45 ; - une partie est enrochée entre les profils 45 et 15. Elle est colonisée par différents types

d’herbacées ainsi qu’une plante envahissante, la Balsamine de l’Himalaya (Impatiens glandulifera), dont il faudra tenir compte lors des travaux de renaturation afin de ne pas favoriser sa dissémination.

La station est caractérisée par des profondeurs importantes (figure 3.3.6), liées à la retenue d’eau. La profondeur moyenne de la station est de 0,88 m et la profondeur maximale de 1,66 m. Une zone de moindre profondeur avec des surfaces émergées se trouve en convexité en rive droite (à proximité du profil 30 m). Notons que la zone à l’amont direct de l’obstacle montre des profondeurs de l’ordre de 0,6 à 1 m. Si on s’éloigne d’avantage de l’obstacle vers l’amont, la profondeur s’accroît fortement pour atteindre 1,6 m (profil 15 m). Les profondeurs plus faibles à l’amont direct de l’obstacle s’expliquent par la présence d’une accumulation de charge de fond contre le seuil du barrage, ce qui montre que ce dernier constitue un obstacle au transit.

Figure 3.3.6 : Station amont du Bocq à Spontin : profondeurs - 2009

60

Figure 3.3.7 : Station amont du Bocq à Spontin : vitesses - 2009

Figure 3.3.8 : Station amont du Bocq à Spontin : substrats – 2009

Les vitesses de courant ont été mesurées le long des transects (un transect tous les 5 m) et entre les transects. Après interpolation des mesures de vitesses dans l’ensemble du lit mineur, les vitesses ont été regroupées en quatre classes (figure 3.3.7). Les vitesses sont faibles (vitesses moyenne de la station : 0,10 m/s) et très peu diversifiées, du fait de la présence de l’ouvrage. En effet, seules 3 des 4 classes sont représentées. De plus, la classe située entre 5 et 25 cm/s recouvre à elle seule 76,8 % de la superficie totale du lit mineur (tableau 3.3.2).

La figure 3.3.8 illustre les substrats présents sur la station amont. Dix substrats y ont été répertoriés, dont 4 dominants : les galets (40 %), les blocs (23 %), les vases (fines) (18 %) et les graviers (15 %). Les 6 autres substrats sont marginaux et ne recouvrent que 4 % de la station.

Il est important de spécifier que l’inventaire des substrats de cette station a posé quelques problèmes.

Premièrement, les substrats sont rarement homogènes. En effet, les zones de galets, blocs, graviers ou fines sont mélangées à d’autres substrats. Par exemple, les zones de blocs sont généralement accompagnées de graviers dans les interstices et de fines par-dessus. Dès lors, la carte représente uniquement le substrat dominant pour une zone.

Deuxièmement, une fine couche de quelques centimètres de fines recouvre presque l’entièreté de la station. Dès lors, nous aurions pu classer l’ensemble de la station dans le substrat « vases ». Les substrats sous-jacents à cette couche de vase ont été préférés pour la cartographie. Néanmoins, le substrat a été classé en « vases » lorsque le dépôt était suffisamment important pour recouvrir complètement le substrat d’origine (figure 3.3.9).

Figure 3.3.9 : Substrat envasé de la station amont de Spontin (07/08/2009)

61

La carte des microhabitats (figure 3.3.10) a pu être réalisée en croisant la carte des substrats à celle des vitesses de courant.

Tableau 3.3.2 : Rapport substrats / vitesses et pourcentage des microhabitats de la station amont du Bocq à Spontin (relevé du 07/08/2009)

Figure 3.3.10 : Cartographie des microhabitats de la station amont du Bocq à Spontin - 2009

Les microhabitats relevés sur la station amont sont peu nombreux (16 microhabitats supérieurs à 0,1 %), du fait de la faible diversité des vitesses et des substrats. Quatre microhabitats sont dominants et recouvrent 43,8 % de la superficie de la station : galets (32,3 %), blocs (19 %), graviers (12,8 %) et vases (11,1 %), tous représentés dans une classe de vitesse faible (entre 0,05 et 0,25 m/s). Quelques microhabitats marginaux fortement biogènes sont présents mais en faible quantité : litières en vitesse très faible (1,9 %) et faible (1 %), hydrophytes en vitesse très faible (0,8 %) et faible (1,1%).

Bien que l’échelle d’étude ne soit pas la même, nous pouvons vérifier si ces données concordent avec celles du Qualphy. Ainsi, si nous comparons les données hydromorphologiques de la station amont aux résultats du Qualphy du secteur 3A, nous observons une forte divergence au niveau des caractéristiques du lit mineur. Le substrat est bien noté dans le Qualphy (75 %) alors que pour la station amont, il est peu diversifié. Il en est de même pour l’hydraulique et le faciès du secteur 3A bien notés par le Qualphy (57 et 65 %) mais très impacté sur la station amont (faciès lentique, profondeur et courant homogène…). Cela s’explique par le fait que le secteur 3A est presque six fois plus étendu

62

que notre station amont. On peut donc supposer que la partie du secteur 3A située au-delà de la station possède un substrat de meilleure qualité et des faciès d’écoulements plus hétérogènes.

Station aval de l’obstacle 1462

La station aval débute au pied de l’obstacle 1462 et s’étend sur une longueur de 100 m en aval. Les levés de terrain se sont déroulés le 13/08/2009 en période de basses eaux (Q = 0,75 m³/s à la station limnigraphique de Spontin). Le levé réalisé par les géomètres du SPW en 2009 ne couvre qu’une faible portion de la station aval. Nous avons donc réalisé une grande partie de ce levé, qui comprend un levé des berges, des transects levés tous les 5 m et des points intermédiaires levés entre les transects.

La largeur moyenne du lit mineur (mesurée entre les pieds de berge) y est de 8,5 m.

Les berges sont moins artificialisées que celles de la station amont. Néanmoins, des enrochements constituent la berge droite sur les 20 premiers mètres à l’aval du seuil. Les berges de la première moitié (amont) de la station sont occupées par une ripisylve multi-strates forestière, qui réduit l’arrivée de la lumière sur le cours d’eau, ce qui nuit au développement des macrophytes aquatiques. La ripisylve en rive droite est composée de quelques espèces de grands ligneux sur les 25 premiers mètres (amont) de la station. Au-delà, la berge droite est composée d’une strate herbacée constituée majoritairement d’orties (Urtica dioica), ainsi que dans une moindre mesure de baldingères (Phalaris arundinacea) et d’épilobes hirsutes (Epilobium hirsutum) (figure 3.3.11).

Figure 3.3.11 : Vue depuis l’amont vers la seconde moitié de la station aval du Bocq à Spontin (07/08/2009)

La station est caractérisée par de faibles profondeurs (figure 3.3.12) comparées à celles de la station amont. La profondeur moyenne de la station est de 0,29 m (contre 0,88 m pour la station amont) et la profondeur maximale de 0,83 m (contre 1,66 m pour la station amont). De manière générale, la station possède une bonne diversité de profondeurs. Notons une large zone de faible profondeur qui fait suite directement à l’obstacle.

63

Figure 3.3.12 : Station aval du Bocq à Spontin : profondeurs – 2009

Les vitesses de courant ont été mesurées le long des profils transversaux et également entre ces profils. Après interpolation des mesures de vitesses dans l’ensemble du lit mineur, les vitesses ont été regroupées en quatre classes (figure 3.3.13). De manière générale, nous observons que les vitesses de courant de la station aval (tableau 3.3.3) sont plus élevées que pour la station amont. La vitesse moyenne calculée pour l’ensemble de la station aval est de 0,51 m/s, alors qu’elle n’était que de 0,10 m/s pour la station amont. Bien que la classe de vitesse 0,25-0,75 m/s soit dominante (71,8 %), les autres classes de vitesse sont également représentées.

Figure 3.3.13 : Station aval du Bocq à Spontin : vitesses - 2009

Figure 3.3.14 : Station aval du Bocq à Spontin : substrats – 2009

64

La figure 3.3.14 illustre les substrats présents sur la station aval, où 7 substrats ont été répertoriés, ce qui semble moins diversifié que la station amont. Toutefois, les substrats plus biogènes y sont davantage représentés (hydrophytes, chevelus racinaires…). Les substrats des 50 premiers mètres sont composés majoritairement de substrats minéraux. En revanche la seconde moitié de la station est plus ensoleillée et les hydrophytes (Ranunculus fluitans…) y sont largement dominants (figure 3.3.15). Sur l’ensemble de la station, les galets sont majoritaires (54 %), suivi des hydrophytes (29 %) surtout présentes sur la moitié aval de la station, des sables (6 %) et des graviers (5 %).

Figure 3.3.15 : Vue de la diversité des substrats et des écoulements de la station aval du Bocq à Spontin

La carte des microhabitats (figure 3.3.16) a pu être réalisée en croisant la carte des substrats avec celle des vitesses de courant.

Tableau 3.3.3 : Rapport substrats / vitesses et pourcentage des microhabitats de la station aval de Spontin (relevés du 13/08/09)

Les microhabitats relevés sur la station aval sont plus nombreux que ceux de la station amont (25 microhabitats supérieurs à 0,1 %), grâce, entres autres, à une meilleure diversité des vitesses d’écoulement (4 classes). Toutefois, 2 microhabitats représentent à eux seuls 62,8 % de la station (galets et hydrophytes en vitesse moyenne de courant, respectivement 42,2 et 20,1 %). Néanmoins, on retrouve 5 substrats répartis dans les 4 classes de vitesse de courant représentées, généralement avec une répartition assez faible (inférieure à 5 %), ce qui créé une grande diversité de microhabitats.

65

Figure 3.3.16 : Cartographie des microhabitats de la station aval du Bocq à Spontin - 2009

Bien que l’échelle d’étude ne soit pas la même, nous pouvons vérifier si ces données concordent avec celles du Qualphy. Ainsi, si l’on compare les données hydromorphologiques de la station aval aux résultats du Qualphy du secteur 3B, on notera une bonne cohérence des résultats au niveau des caractéristiques du lit mineur et des berges. Seul le sous-indice substrat est relativement faible (50 %) par rapport à ce qui est constaté sur la station aval où le substrat est diversifié, bien que légèrement colmaté.

Situation après travaux en 2012

Station amont

Le bilan pour la station de Spontin amont est nettement différent après travaux. Plus de 70 % des microhabitats se trouvent dans les classes de vitesses moyennes à élevées, classes peu représentées avant les travaux de restauration. De plus, la profondeur a, de manière générale, fortement diminué (tableau 3.3.4).

La diminution de la proportion des vases et du colmatage est le constat principal en ce qui concerne les substrats. Les substrats minéraux grossiers (graviers, galets et blocs) augmentent de 13 % de superficie, ce qui est lié à la crue de janvier 2011 (récurrence 11 ans) qui a fait suite aux travaux et décolmaté les substrats grossiers. Notons que la couche de fines n'avait pas été prise en compte en 2009 si le substrat sous-jacent était toujours identifiable. Le déclin visible des graviers (figure 3.3.17) pourrait provenir de leur éparpillement suite à l'augmentation des vitesses.

En terme de microhabitats, la diversification des vitesses a permis l'apparition de microhabitats très favorables, puisque les vitesses élevées sont plus biogènes. Ceci se ressent à travers le coefficient morphodynamique dont la cote passe de 15 à 18,3. Le gain de microhabitats ne s'élève qu'à 4 (de 16 à 20) étant donné que les substrats sous-jacents de la couche de fines avaient été répertoriés. Fonctionnellement, tous les substrats colmatés ne formaient finalement qu'un seul microhabitat (voir résultats invertébrés au § 3.3.1.3).

Tous ces changements témoignent du caractère plus lotique de la station amont suite à l'arasement du déversoir.

66

Tableau 3.3.4 : Rapport substrats / vitesses et pourcentage des microhabitats de la station amont de Spontin après travaux (22/05/2012)

Figure 3.3.17 : Cartographie des microhabitats de la station amont du Bocq à Spontin après travaux (22/05/2012)

Station aval

La situation à Spontin aval n'est pas supposée avoir subi de changements. Les sables et limons diminuent au profit des vases (total de 6 %). Un point marquant est la quasi disparition des graviers lié probablement à la crue décennale survenue directement après les travaux. Le faible développement des hydrophytes permet aux galets, toujours majoritaires, et aux blocs d'avoir une superficie accrue.

La classe de vitesses 25-75 cm/s a perdu 15 % au profit de la classe 75-150 cm/s, notamment grâce à l'augmentation de la vitesse à l'aval de l'emplacement de l'ancien déversoir. Une continuité entre l'amont et l'aval est ainsi apparue.

Ici aussi une analyse des cartes ne fait ressortir que le faible développement des hydrophytes. Le coefficient morphodynamique reste inchangé (18,3 à 18,6).

Les cartes des vitesses de courant, profondeurs et substrats sont reprises en annexes 3.5 et 3.6.

67

Indice de la qualité physique

Station amont

L’arasement du barrage a eu pour effet d’améliorer l'hétérogénéité et l'attractivité. Par contre, le score de connectivité ne montre pas d’amélioration suite aux travaux (tableau 3.3.5).

Tableau 3.3.5 : Résultats de la méthode tronçon avant et après travaux à Spontin amont (les débits de Spontin pour 2009 et 2012 sont respectivement 0,87 et 0,96 m³/s).

Premièrement, le score d'hétérogénéité augmente d'une classe (de D à C) grâce aux faciès d'écoulement qui sont plus nombreux et diversifiés après travaux de restauration. Ils se composent, non plus d'une grande mouille (2009), mais de deux alternances de chenaux lotiques et de radiers (2012). Ce fait implique une diversification des profondeurs et des vitesses. Toutefois, les radiers restent minoritaires puisqu'ils ne représentent que 7,7 % du linéaire. En outre, les largeurs extrêmes du lit mineur et mouillé sont encore plus différenciées.

Deuxièmement, le score d'attractivité gagne une classe (de C à B) devenant « bon ». Cette augmentation est liée à la création de nouvelles frayères. En effet, avant travaux, le barrage entrainait en amont une sédimentation sur le fond du lit et donc un envasement général. Ce phénomène est directement néfaste pour la fonctionnalité des frayères (et la survie des oeufs). Suite à l'arasement du barrage, les valeurs de vitesses ont augmenté, pouvant ainsi mobiliser les substrats de faible granulométrie tels que la vase. Ce décolmatage des galets a eu pour effet d’améliorer l'attractivité du substrat.

Troisièmement, le score de la connectivité reste inchangé malgré l'arasement du barrage. En effet, même si la libre circulation est à nouveau possible (connectivité longitudinale améliorée), la diminution du pourcentage de la végétation herbacée en contact avec le lit mineur et la diminution de la ripisylve (connectivité transversale) entraine par conséquent une stagnation du score de connectivité. Le barrage maintenait une profondeur assez conséquente mais, avec son élimination, la profondeur maximale passe de 146 à 95 cm. En outre, cette réduction de profondeur entraine une déconnexion de la végétation des berges avec la rivière, du moins pendant la période d'étiage. Toutefois, la berge droite a été retalutée dans la partie aval de la station, ce qui pourrait favoriser l'installation de végétaux récupérant ainsi une frange herbacée en contact.

En ce qui concerne le sous-indice stabilité, il traduit le décolmatage puisque l'on passe d'un système en sédimentation à un processus érosif. La classe de stabilité de 2009 est à l'équilibre mais le score de +9, proche de la limite de classe, traduit une légère sédimentation. Cette sous-évaluation s'explique par le substrat dominant. Par défaut, le substrat choisi est le galet.

Station aval

Pour la station en aval du barrage de Spontin, le score d'hétérogénéité est le seul sous-indice sensiblement modifié (tableau 3.3.6).

Tableau 3.3.6 : Résultats de la méthode tronçon pour avant et après travaux à Spontin aval (les débits de Spontin pour 2009 et 2012 sont respectivement 0,87 et 0,96 m³/s).


/111 /90 /130 -60 / 40 0,75 / 1,25 /30600

13/08/09 93 19 D 29 C 54 B 9 équilibre 0,85 2.203 C12/05/12 91 35 C 42 B 54 B -16 érosion 1,00 4.158 B

Augmentation + 84,81 % / + 44,83 % / + 0 % / / / / + 88,74 % /

Linéaire

(m)

C

l

a

s

s

e

C

l

a

s

s

e

C

l

a

s

s

e

C

l

a

s

s

e


/111 /90 /130 -60 / 40 0,75 / 1,25 /30600

13/08/09 105 34 C 57 A 71 A -9 équilibre 0,85 5.492 B

12/05/12 105 25 D 58 A 76 A -15 érosion 1 6.308 B

Augmentation - 26,47 % / + 1,75 % / + 7,04 % / / / / + 14,86 % /

Linéaire

(m)

C

l

a

s

s

e

C

l

a

s

s

e

C

l

a

s

s

e

C

l

a

s

s

e

68

Après travaux, le score d'hétérogénéité s'est dégradé pour deux raisons. Premièrement, la vitesse minimale mesurée passe de 26 (avant travaux) à 57 cm/s (après travaux) ; le barrage contribuait à créer des valeurs de vitesse plus faibles dans la zone située directement en aval. Deuxièmement, le substrat secondaire n'est plus l'hydrophyte immergé mais le bloc sans anfractuosité. Or, le substrat principal est aussi un substrat minéral de granulométrie importante, à savoir le galet. Les deux principaux substrats sont donc semblables, ce qui tend à faire diminuer le sous-indice. En outre, la destruction du barrage permet l'élargissement du lit mineur, ce qui compense légèrement la diminution de ce sous-indice. Toutefois, la cartographie réalisée après travaux au mois de mai engendre un effet saison sur le développement des hydrophytes immergées. Elles sont moins développées en mai qu’elle ne l’était en août, lors de l’état initial. En effet, si l'hydrophyte immergée était le substrat secondaire, le score d'hétérogénéité deviendrait 31 (classe C) ce qui serait proche de l'état avant travaux

L'attractivité change très peu. La pondération des caches est augmentée mais il faut savoir que les grands herbiers sont les principales caches (69 %) en 2012. Les blocs sans anfractuosité comme substrat secondaire, contrairement aux hydrophytes immergées, sont moins attractifs.

De par l'élimination du barrage, la libre circulation est rétablie ; c'est pourquoi la connectivité augmente. Toutefois, la connectivité était déjà excellente suite à la faible hauteur des berges, l'importante ripisylve et frange herbacée étant en contact ou non.

Globalement, la station de Spontin aval reste de bonne qualité (classe B), même si l'hétérogénéité diminue. Avant travaux, le remous en contre-bas du seuil contribuait de manière artificielle à une plus grande hétérogénéité en créant des valeurs de vitesse plus faibles. De plus, la cartographie effectuée au mois de mai entraine un effet de saison lié à la sous-représentation des hydrophytes immergées.

Le coefficient de stabilité montre que l'hétérogénéité n'aura pas tendance à s'améliorer ou à se dégrader, en d'autres mots la qualité de l'hétérogénéité restera moyenne à médiocre

3.3.1.2 Analyse physico-chimique


Dans un premier temps une mesure ponctuelle de paramètres physico-chimiques sous-tendant la biologie a été réalisée sur le site avec une sonde « Hydrolab » le 12/08/09 (tableau 3.3.7). Les mesures ont été réalisées alors que la rivière était en basses eaux.

Les caractéristiques physico-chimiques du Bocq à Spontin sont celles d’une eau calcaire : pH basique (7,9), conductivité importante (598 µS/cm). La température est peu élevée (13,9 °C) car l’ombrage apporté par la ripisylve est importante au niveau des zones les plus lentiques et l’oxygénation est très bonne (107 % de saturation) et permet le bon développement des salmonidés. Les eaux de la rivière étaient très claires en cette période estivale et la quantité de matière en suspension est faible (2,1 mg/l).

Une analyse des matières azotées et phosphorées a été réalisée. Les concentrations observées sont faibles, les nitrites et l’azote ammoniacal sont classés en très bonne qualité, tandis que les nitrates, les orthophosphates et le phosphore total en bonne qualité, selon le SEQ-Eau Version 2. La qualité de l’eau du Bocq est donc globalement bonne, même si les concentrations en nutriments indiquent une eutrophisation. Cette dernière reste assez modérée n’entraînant pas un développement excessif de la végétation auqatique susceptible d’avoir des effets néfastes pour la faune.

Après travaux (2012)

On ne constate pas de réels problèmes au niveau de la qualité de l'eau en 2012 (tableau 3.3.7) qui reste globalement bonne. Les teneurs des différents nutriments sont plus fortes de manière générale. L'azote ammoniacal est déclassé de très bon à bon à Spontin, et les nitrites abaissés d'une classe dans chaque station. Les indices biotiques attestant de la qualité de l'eau devraient éclairer sur l'importance de ces variations, intégrées sur un plus long terme que les prélèvements d'eau ponctuels.

69

Tableau 3.3.7 : Résultats des analyses physico-chimiques du Bocq à Spontin village, en 2009 et 2012

Spontin

2009 2012

Température (°C) 13,9 /

Conductivité (μS/cm) 598 589

pH 7,9 8,38

Saturation en O2 (% sat.) 107 105,3

Oxygène dissous (mgO2/l) 11,05 /

MES 2,1 8,95





Othophosphates (mgP/l) 0,035 0,084

3.3.1.3 Analyses biologiques

Macrophytes

Avant travaux 2009

Un relevé des macrophytes présents sur les stations amont et aval réalisé en août 2009 nous a permis de calculer l’Indice Biologique Macrophyte en Rivière (IBMR).

Station amont

La station amont (7/20) a un recouvrement faible (13,1%) avec quasiment autant d’algues (5 %) que d’hydrophytes (7 %). La présence des bryophytes est accessoire. Les plantes présentes sont majoritairement méso-eutrophes (8,1/20), plutôt communes et euryèces (1,3/3) (tableau 3.3.8).

Station aval

La station aval (8,7/20) a un recouvrement plus important (70 %), mais seulement 5 espèces sont présentes car Ranunculus fluitans recouvre à elle seule 60 % de la station. De plus, à l’instar de la station amont, les plantes observées sont méso-eutrophes (8,4/20) et euryèces (1,4/3). En revanche, les algues y sont moins présentes (1 %) et les bryophytes (1 %) un peu plus étendus notamment sur les grosses pierres des zones peu profondes (tableau 3.3.9).

Les faibles notes des stations sont principalement dues à la présence majoritaire de plantes méso-eutrophes (8/20). Toutefois, il est possible que la station aval ait été sous-évaluée, certaines algues ou bryophytes de faible taille et peu représentées ont pu échapper à notre inventaire.

Suite au système de référence provisoirement arrêté par le DEMNA au 20/04/2007 pour la Région wallonne, la station amont serait classée en qualité moyenne et la station aval en bonne qualité.

L’indice macrophyte est mauvais (7/20) pour la station amont car la profondeur importante, le faible courant ainsi que la présence de fines réduisent le développement des macrophytes, hormis les algues et certains phanérogames euryèces. En aval de l’obstacle, la situation n’est que légèrement meilleure (médiocre 8,7/20) mais cette situation est en partie due à l’ombrage important de la zone supérieure. La zone inférieure, plus éclairée, est fortement recouverte de phanérogames (majoritairement peu exigeants) et de quelques bryophytes. On notera que la diversité n’influence pas directement le résultat de l’IBMR (flore plus diversifiée en amont mais indice plus faible).

70

Tableau 3.3.8 : Relevés floristiques à Spontin amont en 2009 et 2012.

Tableau 3.3.9 : Relevés floristiques à Spontin aval en 2009 et en 2012


Station amont

Sur la station amont, l'indice profite de l'arasement du barrage ; l'élodée et le potamogeton, deux espèces typiquement limnophiles ont disparu (tableau 3.3.8). Le potamot pectiné possède un CSi de 2/20 ce qui tirait l'IBMR vers le bas. La liste floristique tend à se rapprocher de celle de la station aval.

Le recouvrement total reste faible, mais il est probable qu'il augmente, puisque de nombreux fragments de renoncules étaient coincés dans des blocs sur toute la station. L'éclaircie des arbres riverains ajoutera la composante « lumière » nécessaire au développement des herbiers.

Le changement de la liste floristique est cohérent avec les changements du milieu à Spontin amont.

EspècesAoût 2009 Août 2012

Ki CSi Ei Ki CSi Ei

Algues 3 4 1 2 4 1

3 6 1

Bryophytes Fontinalis antipyretica 1 10 1 1 10 1


Phanérogames Ranunculus fluitans Renoncule flottante 3 10 2

Callitriche platycarpa 3 10 1


Elodea canadensis Elodée du Canada 3 10 2

Potamogeton pectinatus Potamot pectiné 3 2 2

Nasturtium officinale Cresson de fontaine 1 11 1 1 11 1

Iris pseudacorus Iris des marais 2 10 1 2 10 1

Veronica beccabunga Véronique des ruisseaux 1 10 1


Veronica anagallis-aquatica Véronique mouron d'eau 1 11 2

Myosotis scorpioides 1 11 2

Moyenne 8,1 1,3 8,8 1,4

Nb espèces contributives 7 12

Nb hydrophytes 5 6

Nb hélophytes 2 6

Recouvrement total 15 % 15 %

IBMR 7,0 8,5

Vaucheria sp.

Cladophora sp.

Myosotis des 'marais

EspècesAoût 2009 Août 2012

Ki CSi Ei Ki CSi Ei

Algues 3 4 1 3 4 1

4 6 1

Bryophytes Fontinalis antipyretica 3 10 1


Phanérogames Ranunculus fluitans Renoncule flottante 5 10 2 4 10 2


Lemna minor Lentille d'eau 1 10 1

Elodea canadensis Élodée du Canada 1 10 2


Mentha aquatica Menthe aquatique 1 12 1


Veronica anagallis-aquatica Véronique mouron d'eau 1 11 2


Nasturtium officinale Cresson de fontaine 1 11 1

Iris pseudacorus Iris des marais 1 10 1

Moyenne 8,4 1,4 9,3 1,3


Nb hydrophytes 5 5

Nb hélophytes 0 7

Recouvrement total 70% 50%

IBMR 8,7 8,5

Vaucheria sp.

Cladophora sp.


71

Le calcul de l'IBMR donne une indication sur la qualité de l'eau sur une échelle plus longue que le prélèvement d'eau ponctuel destiné aux dosages. Dans ce cas-ci, il confirme effectivement les dosages, et donc la légère surcharge en nutriments qui affecte les eaux du bassin du Bocq.

Sur la station aménagée, les macrophytes vont être sujets à une évolution des recouvrements et probablement de la composition de la communauté. Le recouvrement devrait s'accroître suite à l'éclaircie des arbres riverains et la recolonisation progressive de la station.

Station aval

À Spontin aval, l'indice reste bon, malgré une diversité doublée (tableau 3.3.9). Aucun hélophyte n'avait été recensé, alors que 7 espèces peuplent la station en 2012. Leurs CSi sont plus élevées que ceux des hydrophytes, mais leur recouvrement est moindre par rapport aux espèces de milieux plus eutrophes qui ont des recouvrements supérieurs. Des espèces apparaissent et disparaissent sans raisons évidentes. L'apparition de Cladophora sp. et Amblystegium riparium contrebalance en partie l'augmentation moyenne du CSi provenant des hélophytes.

Le petit fragment d'élodée retrouvé dans une zone de très faible courant est sans doute un résidu issu de la dérive provenant de l'ancienne retenue d'eau.

L'apparition d'un bon nombre d'hélophytes sans changement de l'indice indique que ce n'est pas le manque d'hélophytes qui est pénalisant pour l'IBMR.

Macroinvertébrés


A l’aide de la cartographie des microhabitats, une évaluation de la qualité biologique des deux stations amont et aval basée sur les macroinvertébrés a pu être menée. Sur chaque station, 12 prélèvements (à l’aide d’un filet « surber » de maille 500 µm et de 0.05m² de surface) ont été effectués dans les différents habitats, selon leurs recouvrements et leurs habitabilités (tableau 3.3.10). La station amont est plus densément peuplée que la station aval (respectivement 3501 et 1845 i/m²). On notera l’importante densité obtenue dans les chevelus racinaires de la station amont (12260 i/m²) certainement surévaluée car difficile à échantillonner précisément.

Tableau 3.3.10 : Effort d’échantillonnage pour chaque microhabitat (2009)

Amont Aval

Micro-habitats Nb

surbers

Nb.

taxons

Nb

individus

Densité

(i / m²)

Nb

surbers

Nb.

taxons

Nb

individus

Densité

(i / m²)

Vases 1 7 140 2800 1 9 103 2060

Sable 0 - - - 1 11 74 1480

Hélophytes 1 15 60 1200 0 - - -

Graviers 1 14 121 2420 1 21 161 3220

Blocs 2 11 336 3360 1 16 55 1100

Galets 3 15 363 2420 4 21 165 825

Chevelus racinaires

1 20 613 12260 1 16 113 2260

Litières 1 8 133 2660 0 - - -

Hydrophytes 1 11 193 3860 3 21 436 2906

Bryophytes 1 13 142 2840 0 - - -

Total 12 46 2101 3501 12 35 1107 1845

Les deux listes faunistiques obtenues (annexes 3.7 et 3.8) ont permis le calcul de différents indices.

Station amont

La station amont est de très bonne qualité (17/20) selon le RCS et 15/20 selon l’IBGN, grâce à sa population d’invertébrés très diversifiée (45 taxons) et bien représentée (2101 individus). Toutefois, le groupe faunistique indicateur est moyen (5/9 Hydroptilidae) ce qui témoigne d’un milieu légèrement perturbé.

72

Le RCS est robuste pour la station amont (chute de 1 GFI seulement), car on retrouve dans la liste faunistique des taxons (notamment des Trichoptères Lepidostomatidae) dont la polluosensibilité est supérieure à 5.

Pour la station amont le résultat du Cb2 (16/20) est quasiment identique à celui du RCS. On constate que l’indice de qualité de l’habitat est très bon (8,8/10) malgré la présence de fines sur les substrats. L’indice de qualité physico-chimique de l’eau est bon également (7,3/10). Le coefficient morphodynamique classe la station amont en bonne qualité (15/20). La station a été sanctionnée à cause de la faible diversité du courant. Toutefois, la présence de fines sur la station n’a pas été fortement prise en compte car lors de la cartographie des substrats nous avons répertorié les substrats en « sédiments fins » seulement lorsque le dépôt était d’épaisseur importante. La faible vitesse d’écoulement et la couche de sédiments fins recouvrant les substrats favorisent le développement des Diptères au détriment d’autres taxons de la liste faunistique (tableaux 3.3.11 et 3.3.12). En effet, la station amont a un peuplement de macroinvertébrés peu équilibré (J’ de 0,31/1). Les Diptères, taxons peu exigeants, y sont largement dominants (77,8 % de la population soit 1635 individus) et en revanche, les taxons plus polluosensibles sont plus rares (33 individus Éphéméroptères et 46 individus Trichoptères).

Tableau 3.3.11 : Indices biologiques obtenus pour les stations amont et aval du Bocq à Spontin village, le 12/08/09 et 20/08/09

Amont Aval

Richesse numérique (Q) 2101 1107

Richesse taxonomique (S) 45 35

Groupe Faunistique Indicateur (/9) 5 (Hydroptilidae) 7 (Goeridae)

RCS 17 16

IBGN 15 15

Robustesse 16 15

Indice de Shannon (H') 0,52 1,12

Indice d’équitabilité (J') 0,31 0,73

Indice de Jaccard (J) amont/aval 59%

Qualité physico-chimique (In) 7,3 6,7

Qualité de l’habitat (Iv) 8,8 6,6

Cb2 (In+Iv) 16 13

Coef. Morphodynamique (m) 15 18

73

Tableau 3.3.12 : Rapport en % des taxons représentés sur les deux stations étudiées Amont Aval

%

(classe)

%

(super famille)

Nb.

individus

%

(classe)

%

(super famille)

Nb.

individus

CNIDAIRES HYDRIDAE 0,1 0,1 2 0,3 0,3 3

HYDRACARIENS HYDRACARIENS 0,3 0,3 6 0,3 0,3 3


2,3

1,9 39

17,1

14,5 161

ACHETES 0,7 14 2,5 28


6,3

4,8 100

6,8

5,9 65

BIVALVES 1,6 33 0,9 10

CRUSTACES AMPHIPODES

7,6

7,3 153

6,0

5,9 65

ISOPODES 0,3 7 0,1 1

INSECTES

EPHEMEROPTERES

83,2

1,6 33

69,7

15,5 172

HETEROPTERES 0,2 4 0,0 0

ODONATES 0,0 1 0,1 1

COLEOPTERES 1,3 28 2,1 23

TRICHOPTERES 2,2 46 19,1 211

DIPTERES 77,8 1635 32,9 364

Station aval

La station aval est de bonne qualité (16/20 selon le RCS et 15/20 selon l’IBGN), car la richesse taxonomique et numérique est assez réduite (35 taxons et 1107 individus). En revanche, le groupe faunistique indicateur est élevé (7/9 Goeridae).

La station aval a un substrat moins colmaté, une vitesse de courant plus diversifiée et un faciès moins profond qui correspond certainement mieux aux taxons plus polluo-sensibles (Goeridae, Sericostomatidae…). La qualité physico-chimique de l’eau entre les deux stations étant la même, la présence de taxons plus exigeants en aval de l’obstacle ne peut être induit que par la présence d’habitats plus biogènes.

Le RCS est robuste pour la station aval (chute de 1 GFI seulement), car il y a plusieurs groupes faunistiques polluosensibles supérieurs à 5 ou 6 (Sericostomatidae).

Le Cb2 note sévèrement la station aval (13/20, en limite inférieure de bonne qualité) avec un sous-indice In (indice de la qualité de l’eau) de 6,7/10 et Iv (indice de qualité de l’habitat), également moyen (6,7/20) alors que l’on recense de nombreux taxons polluosensibles sur la station.

En revanche, le coefficient morphodynamique estime que la station aval a un très bon potentiel écologique (18/20) car les substrats présents sont bien diversifiées et très biogènes. De plus, les faciès bien diversifiés et les vitesses de courant variables créent de nombreuses niches écologiques intéressantes. Cette information est vérifiée si on étudie le peuplement de macroinvertébrés qui est bien équilibré (J’=0,73/1) avec un pourcentage de taxons polluosensibles très intéressant (tableaux 3.3.11 - 3.3.12), 172 Éphéméroptères (soit 15.5 % de la population répartis en 3 taxons), 211 Trichoptères (soit 19.1 % répartis en 7 taxons) pour « seulement » 364 Diptères (32.9 %).

Les différents indices biologiques basés sur les macroinvertébrés classent les deux stations en bon état biologique, peu impactées par l’homme. La station amont est mieux notée que la station aval si l’on se fie aux indices globaux. Cependant si l’on affine notre observation, une perturbation importante de la population de macroinvertébrés apparaît à un niveau de la station amont (figure 3.3.18) très mal équilibrée avec des taxons polluotolérants dominants.

74

Figure 3.3.18 : Comparaison des taxons présents entre les stations amont et aval de Spontin (août 2009)

Le suivi de 8 traits biologiques, écologiques et physiologiques (TBEP) a permis d’analyser avec plus de finesse les stations étudiées. La proximité des deux stations fait que l’on observe plus de similarité que de différences significatives :

- analyse des traits biologiques (annexe 3.9a) : la stratégie dominante des macroinvertébrés des stations est de type « r » (Pianka, 1970), c'est-à-dire un cycle court (inférieur à un an) avec une reproduction importante et un taux de mortalité élevé. Ce genre de stratégie est lié à un milieu dit « perturbé ». Le seuil ne semble pas influencer fortement le mode d’alimentation des macroinvertébrés de la station. Dans les deux cas, les broyeurs, racleurs et mangeurs de substrats sont dominants mais le nombre de prédateurs est en revanche plus élevé sur la station aval aux habitats plus diversifiés ;

- analyse des traits physiologiques (annexe 3.9b) : les macroinvertébrés ont une affinité plutôt oligo-mésotrophe. On notera une légère différence entre les deux stations, le site amont ayant des tendances légèrement plus eutrophes que le site aval. Cette tendance est certainement issue de la forte présence de diptères en amont, taxons généralement indicateurs de qualité d’eau perturbée et riche en matière organique ;

- analyse des traits écologiques (annexe 3.9c) : l’étude de la distribution transversale et longitudinale illustre bien le caractère lotique de la station aval avec des espèces majoritairement de rive et de chenal de rivière, issue de la tête du bassin versant (de l’épirithron à l’hyporithron). En revanche, les taxons présents en amont sont plutôt colonisateurs de zones lentiques (lacs, étangs, rives et cordons rivulaires).

L’étude des macroinvertébrés apporte de nombreuses informations mais reste complexe à analyser en fonction des incohérences entre les différents indices. Leur conception étant différente, il y a parfois un écart significatif entre les résultats pour une même station.

L’indice morphodynamique évalue les potentialités biologiques de la station en fonction de la diversité et de l’habitabilité des microhabitats (couple substrat / vitesse). La station aval (18/20) est logiquement mieux notée que l’amont (15/20) car les substrats sont plus biogènes et la grande diversité des courants crée de nombreuses niches écologiques.

75

Ces résultats sont confirmés par la structure de la population de macroinvertébrés, bien équilibrée en aval (J’=0,73/1) et dotée de taxons exigeants (Trichoptères 19,1 %, avec la présence de Goeridae et de Sericostomatidae, Éphéméroptères 15,5 %…). En amont en revanche, le peuplement, bien que fortement diversifié, est mal équilibrée (J’=0.31/1) avec peu de taxons sensibles (77,8% de Diptères et 2,2 % de Trichoptères soit 43 individus).

Les indices généraux tels le RCS et le Cb2 sont basés sur la polluosensibilité des taxons ainsi que sur la diversité spécifique du peuplement échantillonné. La station amont est mieux notée par ces indices (respectivement 17 et 16/20) que la station aval (16 et 13/20) car, en dépit de la présence de taxons moins polluosensibles (GFI de 5/9 contre 7/9), la diversité spécifique y est plus importante (46 contre 35 taxons). Il est possible que la diversité élevée de la station amont soit lié à l’ouvrage lui-même qui ralentit le courant et permet ainsi aux invertébrés entraînés par le courant de se fixer au substrat. Ainsi on obtient une faune, composée d’individus « rhéophiles » venue des zones plus en amont (Hydropsyche sp., Rhyacophilidae…) mais également d’individus inféodés aux milieux plus lentiques (Gastéropodes, Diptères…) et qui profitent de l’effet du barrage pour se développer.

L’indice de similarité de Jaccard entre les deux stations indique que 59 % des taxons décrits sont présents sur les deux stations. Le rapport est peu élevé malgré la proximité des deux stations ainsi que la similarité des habitats. L’écart entre les deux stations est donc en partie dû aux conditions d’écoulement et au dépôt de sédiments fins qui modifient directement les peuplements.

Il y a donc une contradiction entre les résultats du RCS et de l’indice morphodynamique. Cette différence de notation s’explique par une conception différente des 2 indices et une diversité accrue des macroinvertébrés de la station amont indépendante de la qualité des microhabitats de la station (dérive des organismes, colonisation par l’amont…).

L’arasement de l’ouvrage permettrait donc en premier lieu de rétablir la connectivité longitudinale et de recréer une dynamique plus naturelle de la rivière en amont. La profondeur sera réduite et la vitesse du courant augmentera. Cela permettra de diversifier les écoulements, d’évacuer une partie des sédiments fins, de diversifier les habitats et de permettre le retour de taxons plus exigeants.

Après travaux 2012

Spontin amont

L'essor de multiples taxons d'Éphémères et de Trichoptères se marque par l’apparition des Goeridae (3), d'Athripsodes (23) et d'Anomalopterygella (20). L'augmentation des Lepidostomatidae (1 à 8) et des Sericostomatidae (2 à 6) est plus timide. Les taxons les plus sensibles se trouvent dans les galets, les blocs et les hélophytes. Du côté des Éphémères, on remarque l'apparition de Torleya (11 individus), l'expansion de Baetis (22 à 335) et d'Ephemerella (11 à 100). En ce qui concerne les Diptères, les Chrironomidae diminuent alors que les Simuliidae augmentent (tableau 3.3.13, annexe 3.10).

La situation apparaît donc très différente de celle des autres stations. Ici la baisse de diversité est largement contrebalancée par un GFI supérieur (de 5 à 7/9 avec les Goeridae ; Tableau). Le Cb2 par contre suit la même tendance que pour Senenne et Spontin aval, mais avec une plus nette augmentation du sous-indice ln, peut-être imputable non pas à la qualité de l'eau en elle-même, mais à son type d'écoulement qui a fort changé sur cette station. La dominance des Diptères (Chironomidae) s'est estompée, faisant augmenter les indices de Shannon et d'équitabilité à un niveau plus comparable aux deux autres stations du Bocq. L'indice de Jaccard est le plus faible des 3 stations. Pour celle-ci, les apparitions/disparitions semblent davantage liées aux changements du milieu physique. En effet, les disparitions concernent l'Isopode Asellus aquaticus, Calopteryx, les hétéroptères Corixidae et Velia, mais surtout des Coléoptères tels que Chrysomelidae, Laccophilinae, Hydroporinae, Helodidae, Hydrophilidae et Spercheidae et enfin les Diptères Atherix, Stratiomyidae et Tipulidae. La plupart sont assurément des taxons inféodés aux zones de courant lent voire nul (Tachet et al,. 2000). L'augmentation des Éphéméroptères est plus franche que pour les autres stations (de 1,6 à 25,6 % ; Annexe 3). Les Trichoptères et les Diptères suivent une évolution contraire par rapport à Spontin aval et Senenne.

Spontin aval

A priori peu impactée à long terme par l'arasement du déversoir, la situation y est fort comparable. C'est le même type de peuplement qu'à Senenne, sans les Elmidae. Les Lepidostomatidae et les Sericostomatidae sont également présents, dans tous les substrats minéraux grossiers ainsi que les

76

hydrophytes et surtout les chevelus racinaires. On y rencontre aussi les Goeridae dans les galets et les blocs. L'apparition du trichoptères Athripsodes est également marquée (39 spécimens) de même que l'augmentation des Simuliidae, mais dans une moindre mesure qu'à Senenne (174 à 500 individus). Ici, outre la diminution de diversité, le GFI diminue (tableau 3.3.13 annexe 3.11). En 2009, les trois Trichoptères Goeridae capturés étaient suffisants pour les prendre en compte. En 2012, les deux spécimens inventoriés ne sont plus présents. L'indice de 2012 est par contre plus robuste. L'évolution du Cb2 est similaire à celui de Senenne. Les Chironomidae sont passés de 8 à 33 % de l'effectif, en raison de leur très forte présence dans les chevelus racinaires. Ceci fait chuter les indices de Shannon et d'équitabilité en faisant grimper la proportion des Diptères. Ceci masque l’augmentation des Oligochètes et des Éphéméroptères échantillonnés. Le nombre de Trichoptères capturés subit une légère baisse. Tableau 3.3.13 : Résultats synthétiques des indices invertébrés sur le Bocq en 2009 et 2012.

Comparaison des données pour les stations du Bocq à Spontin avant et après travaux avec la station de contrôle

Les apparitions et disparitions de taxons concernent essentiellement les taxons marginaux sans cohérence aucune entre les différentes stations.

La figure 3.3.19 illustre, station par station, les taxons ayant apparu ou disparu des échantillonnages entre les deux périodes d'étude. Hydra et Asellus aquaticus sont les deux seuls qui disparaissent dans toutes les stations. Les Oligochètes Enchytraeidae et Haplotaxidae proviennent peut-être d'une erreur de détermination en 2012, puisqu'ils sont absents des données d'invertébrés du Bocq du DEMNA (1994-2011). Le Trichoptère Rhyacophila peut avoir été confondu ou distingué à tort avec Hyperrhyacophila respectivement lors des états initiaux ou du suivi de 2012.

Les autres taxons apparaissant dans toutes les stations (les Trichoptères Athripsodes et Anomalopterygella) ne peuvent être confondus avec d'autres taxons.

Les erreurs d'identifications ne sont pas très graves, puisqu'elles se produisent pour les taxons proches anatomiquement et taxonomiquement. Leurs TEBP sont généralement très similaires, et leur proximité taxonomique font qu'ils sont regroupés pour le calcul de l'IBGN et du Cb2, n’affectant pas leur note.

Il y a donc très peu de similitudes dans les apparitions et disparitions de taxons. De plus, la plupart sont anecdotiques dans le peuplement (< 5 ind.). Pour seulement 12 taxons parmi les 51 ci-avant, la diminution de l'effectif dans une station correspond à la disparition dans une autre station, et inversement pour augmentation et apparition (évolution dans le même sens). Dans ces cas, la troisième station suit globalement chaque fois la tendance inverse des deux autres.

Ces taxons marginaux n'interviennent pas dans les corrélations qu'il y a entre l'évolution des différentes stations. Une ACP (non montrée) sur les variations des peuplements (entre 2009 et 2012 ainsi qu'entre l'amont et l'aval pour Spontin) montre que 97 % de l'inertie du premier facteur (65 % de la variance) est expliqué par les 25 taxons présentés.





IBGN 15 13 15 13 15 16


Robustesse 15 13 14 13 14 15

Nb individus 2299 6085 1108 2438 2101 1748

lv 7,5 5,7 7,0 6,2 8,8 7,3

ln 7,3 7,5 6,7 6,9 7,1 8

14,7 13,2 13,7 13,1 15,9 15,3

Shannon 1,22 1,17* 1,24 1,09 0,94 1,22

Équitabilité 0,73 0,73* 0,78 0,66 0,56 0,72

Jaccard 56,1 63,5 53,1


Cb2 (lv + ln)






IBGN 15 13 15 13 15 16


Robustesse 15 13 14 13 14 15

Nb individus 2299 6085 1108 2438 2101 1748

lv 7,5 5,7 7,0 6,2 8,8 7,3

ln 7,3 7,5 6,7 6,9 7,1 8

14,7 13,2 13,7 13,1 15,9 15,3

Shannon 1,22 1,17* 1,24 1,09 0,94 1,22

Équitabilité 0,73 0,73* 0,78 0,66 0,56 0,72

Jaccard 56,1 63,5 53,1


Cb2 (lv + ln)


77

La figure 3.3.20 montre clairement que la même tendance unit Senenne et Spontin aval (corrélation de 0,72) mais pas Spontin amont (corrélation de -0,20 avec l'évolution des deux autres stations). Cette légère corrélation négative indique que certains taxons ont suivi une évolution opposée à Spontin amont que sur les deux autres stations (Chironomini, Orthocladinae, Hyperrhyacophila, Baetis et Hydropsyche pour citer les principaux).

Un fait marquant est la corrélation de 0,91 entre la différence amont/aval de 2009 à Spontin, et l'évolution de la station amont entre 2009 et 2012. Ceci indique que ce qui dominait l'aval par rapport à l'amont (essentiellement Éphéméroptères et Trichoptères) a augmenté, tandis que ce qui dominait l'amont par rapport à l'aval (Chironomidae) a diminué. Le peuplement de la station amont a donc shifté vers un peuplement similaire à la station aval.

Le constat apparaît similaire avec les TEBP (figure 3.3.21). La corrélation entre l'évolution à Senenne et Spontin aval s'amenuise (0,40), mais elle reste de 0,91 entre l'évolution de la station amont et la différence amont/aval en 2009.

Les écarts-types et les moyennes ont été choisis comme mesure de l'étendue de la variation qui s'est produite entre 2009 et 2012, ainsi qu'entre l'amont et l'aval à Spontin. La plus grande variation a eu lieu sur la station amont, au niveau du peuplement et au niveau des traits. En 2012, la différence amont/aval à Spontin au niveau des TEBP est très faible, tandis que les principales différences dans le peuplement proviennent de Baetis qui est très supérieure à l'amont (11 % du peuplement), et des Chironomini et Simuliidae qui le sont à l'aval (9 % chacun).

Entre l'amont et l'aval à Spontin, l'indice de Jaccard n'augmente que de 5 % (de 63,6 à 68,4) puisque les taxons marginaux sont assez différents, mais sans relation probante avec le milieu physique. Ils sont de toute façon trop rares que pour en tirer des conclusions. À titre d'exemple, les Achètes Boreobdella verrucata et Haementeria costata, les Gastéropodes Acroloxus et Physa, Ephemera, l'Hétéroptère Microvelia, le Trichoptère Hydroptila et la famille de Diptère Sciomyzidae ne sont présents qu'à un seul exemplaire à l'amont, tandis qu'à l'aval on retrouvera les uniques spécimens d'Amphipode Niphargidae, d'Hétéroptère Velia, ainsi que des Elmidae Elmis et Stenelmis.

78

Figure 3.3.19 : Apparitions (+) et disparitions (–) des taxons entre 2009 et 2012, station par station

Torleya major

Potamopyrgus antipodarum

Asellus aquaticus

Mystacides sp.

Hydra sp.

Boreodella verrucata

Physa sp.

Tabanidae

Piscicola geometra

Calopteryx sp.

Macronychus sp.

Anthomyidae

Microvelia sp.

Planorbidae

Dupophilus sp.

Laccophilinae

Hydracariens

Atherix sp.

Corixidae

Velia sp.

Elmis sp. (adulte)

Hydrophilidae

Spercheidae

Chrysomelidae

Helodidae

Stratiomyidae

Tipulidae

Hydraenidae

Hydroptila sp.

Psychodidae

Haementeria costata

Acroloxus sp.

Ephemera sp.

Sciomyzidae

Dasyheleinae

Haplotaxidae

Silo ou Lithax

Sphaerium sp.

Limoniini

Lumbricidae

Rhyacophila sp.

Anomalopterygella

Athripsodes sp.

Enchytraeidae

Helobdella stagnalis

Galba truncatula

Niphargidae

Normandia (larve)

Stenelmis (larve)

Lepidostoma hirtum

Empididae

-30 -20 -10 0 10 20 30 40 50

Bocq

Apparition (+) et disparition (-) station par station

Senenne

Spontin aval

Spontin amont

Effectifs

79

Figure 3.3.20 : Variation des proportions des taxons entre 2009 et 2012 sur les stations du Bocq.

* Conservation des taxons qui varient de plus de 0,5 % dans au moins 2 stations. ** Simuliidae retirées des calculs pour Senenne (proportion réelle de 62 %, soit une augmentation d'un facteur 70 par rapport à 2009).

Hydropsyche sp.

Sericostoma sp.

Baetis sp.

Hyperhyacophila sp.

Limoniini

Tanypodinae

Ancylus f luviatilis

Gammaridae

Torleya major

Erpobdella sp.

Radix sp.

Tanytarsini

Hydroptila sp.

Pisidium sp.

Tubif icidae

Lepidostoma hirtum

Drusinae Anomalopterygella

Enchytraeidae

Elmis sp. (adulte)

Athipsodes sp.

Lumbriculidae

Ephemerella sp.

Orthocladiinae

Chironomini

Simuliidae**

-20 -15 -10 -5 0 5 10 15 20 25

Bocq

Évolution des proportions relatives entre 2009 et 2012*

Senenne

Spontin aval

Spontin amont

80

Figure 3.3.21 : Variation des TEBP sur les stations du Bocq entre 2009 et 2012.

(10) eutrophe

(5) perceur

(5) predateur

(11) a-mésosaprobe

(2) 1

(9) nul

(6) étangs, mares, méandres abandonnés

(4) nageur en surface

(5) broyeur

(7) métapotamon

(7) hors hydrosystème fluvial

(2) < 1

(11) b-mésosaprobe

(3) aérien passif

(4) fouisseur

(8) litière

(10) mésotrophe

(3) aquatique passif

(7) estuaire

(4) nageur en pleine eau

(8) macrophytes

(6) chenal

(6) marais, tourbières

(1) ≤ 1 an

(4) fixation temporaire

(5) parasite

(8) microphytes

(3) aquatique actif

(7) épipotamon

(9) rapide

(5) filtreur

(7) crénon

(8) blocs, galets

(4) fixation permanente

(9) moyen

(8) vase

(6) eaux souterraines

(4) vol

(7) hyporithron

(8) limons

(8) branches, racines

(1) > 1 an

(8) sables

(11) polysaprobe

(8) graviers

(6) eaux souterraines

(5) absorbeur

(6) rives, chenaux secondaires

(6) lacs

(4) rampant

(11) xénosaprobe

(7) épirithron

(7) métarithron

(11) oligosaprobe

(4) interstitiel

(9) lent

(3) aérien actif

(5) racleur, brouteur

(2) > 1

(5) mangeur de sédiments fins

(10) oligotrophe

-8 -6 -4 -2 0 2 4 6 8 10

Bocq

Variation des TEBP (%) entre 2009 et 2012

Senenne

Spontin aval

Spontin amont

81

Peuplement de poissons


Afin d’inventorier la faune présente sur le Bocq à Spontin, deux pêches à l’électricité ont été réalisées le 17/07/2010 dans de parfaites conditions (eau claire, débit moyen, temps ensoleillé…). Cette technique a été retenue car elle est la moins sélective (toutes les espèces ou presque peuvent être capturées), et la moins sujette à variations en fonction des paramètres environnementaux (débit, température) ou biologiques (espèces et taille des poissons). La pêche électrique a été pratiquée par le personnel entraîné du SPW-Service de la Pêche - DEMNA, avec un matériel adapté. L’équipe a pêché à l’aide de deux anodes secondées par quatre épuisettes (dont deux à fines mailles) et de deux bassines. Une autre équipe assurait la biométrie (identification, mesure et pesée) des poissons capturés tout en veillant à les maintenir dans des conditions idéales de température et d’oxygénation.

Cette technique est très peu nocive pour les poissons (aucune mortalité constatée) qui sont remis à l’eau peu après les opérations.

Deux inventaires ont été menés sur 100 m en amont et en aval de l’obstacle. Chaque inventaire est composé de deux passages successifs afin de capturer la quasi-totalité des poissons présents, d’évaluer la qualité de l’échantillonnage pour chaque espèce ainsi que la biomasse totale des stations.

On notera qu’aucune étude de croissance n’a été effectuée. Seul l’examen des structures de taille des populations suffisamment échantillonnées permet d’estimer ce paramètre.

Le Bocq à Spontin est classé en zone à ombre supérieure selon la classification de Verneaux (Verneaux, 1981) car la pente est supérieure à 2 ‰ et les eaux restent fraîches (température inférieure à 20 °C) et bien oxygénées tout au long de l’année. Ces caractéristiques conviennent aux poissons exigeants tels que la truite fario, l’ombre commun et leurs espèces d’accompagnements (chabot, vairon, loche franche…). En plus des caractéristiques citées précédemment, ces espèces sensibles requièrent généralement des eaux claires afin de capturer (à vue) les macroinvertébrés, ainsi que des habitats minéraux non colmatés pour y déposer leurs œufs.

Station amont

104 poissons, répartis en 8 espèces, ont été capturés en amont de l’obstacle (tableau 3.3.14 ). Les chabots et les gardons sont les deux espèces les plus représentées (respectivement 52 et 29 individus) avec un peuplement composé de jeunes de l’année et d’adultes signe d’une reproduction locale efficace. Des adultes perches, épinoches à 3 épines et loche franche ont également été capturés (respectivement 5, 14 et 1 individus). En revanche, seul un individu (juvénile) a été capturé pour les espèces suivantes truite fario, ombre commun et tanche (annexe 3.19).

Tableau 3.3.14 : Inventaire ichtyologique de la station amont du Bocq à Spontin, le 17/07/2010

Espèces Nombre d'individus Longueur (mm) Poids (g)

Gardon 29 100 - 242 1836

Perche 5 163 - 250 501

Épinoche à trois épines 14 43 - 70 44

Chabot 52 21 - 93 254

Loche 1 111 10

Ombre 1 63

Truite fario 1 66

Tanche 1 51

Total 104 2645

La biomasse totale capturée est relativement faible (38.1 kg/ha) et les Salmonidés très peu représentés. Le calcul de l’IBIP (tableau 3.3.15) classe la station en bon état écologique malgré une diversité spécifique moyenne (6/10). Toutefois, c’est la qualité de l’habitat qui est l’indicateur le moins bien classé (4/10) du fait de la quasi-absence de truites fario ou d’ombres communs sur la station. La qualité de l’eau est en revanche excellente selon l’IBIP (9/10) car les chabots et les pondeurs spécialisés sont dominants par rapport aux espèces moins exigeantes.

82

Tableau 3.3.15 : Résultat du calcul de l’IBIP de la station amont du Bocq à Spontin du 17/07/2010

Nom de la station Spontin Amont

Superficie du BV (Km²) 165

Diversité spécifique 8

Nombre de poissons capturés 104

Biomasse (kg) 2,645

Biomasse totale (kg/ha) 38,1

Indicateur de la richesse spécifique (/10)

Nb. espèces natives 3

Nb. espèces benthiques 3

Indicateur de la qualité de l'eau (/10)

% d'individus polluosensibles 4

Rapport Chabot/Loche 5

Indicateur de la qualité de l'habitat (/10)

% d'individus pondeurs spécialisés 3

Répartition des classes d'ages 1

IBIP (/30) 19

Classe SPW

Station aval

593 poissons répartis en 6 espèces ont été capturés sur la station en aval de l’obstacle (tableau 3.3.16). Les chabots de toutes tailles sont largement majoritaires (511 individus de 20 à 107 mm), suivis des truites fario (33 individus, soit 3,752 kg) et des loches franche (25 individus). Les ombres communs sont également présents quoiqu’en moins grand nombre (13 individus, soit 0.306kg). On notera la capture isolée d’une anguille de 585 mm et de 10 épinoches à 3 épines.

Tableau 3.3.16 : Inventaire ichtyologique de la station aval du Bocq à Spontin, le 17/07/2010


Truite fario 33 61 - 339 3752

Ombre 13 57 - 255 306

Chabot 511 20 - 107 3455

Anguille 1 585 343

Épinoche à trois épines 10 48 - 63 22

Loche 25 108 - 130 387

Total 593 8265

La biomasse totale est de 97.3 kg/ha ce qui est moitié moins que ce qui est attendu pour ce type de rivière (190 kg/ha), (Baglinière & Maisse, 1991). Toutefois, le calcul de l’IBIP classe la station aval en très bonne qualité écologique (24/30) car la qualité de l’eau (10/10) et la qualité de l’habitat (9/10) sont quasiment optimales. Cependant la richesse spécifique est médiocre (5/10) car le peuplement ichtyologique est peu diversifié (tableau 3.3.17).

http://www.worldcat.org/search?q=au%3A%22Baglinie%CC%80re%2C+Jean-Luc%22&qt=hot_author

http://www.worldcat.org/search?q=au%3A%22Maisse%2C+G.%22&qt=hot_author

83

Tableau 3.3.17 : Résultat du calcul de l’IBIP de la station aval du Bocq à Spontin du 17/07/2010

Nom de la station Spontin Aval




Biomasse (kg) 8,265











IBIP (/30) 24

L’analyse détaillée des populations de Salmonidés nous apporte quelques informations sur la reproduction naturelle. La population d’ombre commun est relativement faible (13 individus) et composée essentiellement de jeunes de l’année (0

+) et d’un adulte de 255 mm (figure 3.3.22 ).

La population de truite est équilibrée car parmi les 33 individus capturés, 30 % sont des 0+

ayant survécu à l’hiver, 67 % des 1

+ ou 2

+ et 3 % des 3

+. Ainsi la reproduction naturelle des truites fario en

aval de l’obstacle apparaît comme suffisante pour maintenir le stock.

Figure 3.3.22 : Histogramme fréquence/taille des peuplements d’ombre commun et de truite fario de la station aval du Bocq à Spontin au 17/07/2010

0,0

5,0

10,0

15,0

20,0

25,0

30,0

35,0

40,0

45,0

50,0

50-5

9

70-7

9

90-9

9

110-

119

130-

139

150-

159

170-

179

190-

199

210-

219

230-

239

250-

259

270-

279

Classe de taille (mm)

Fré

qu

en

ce

(%

)

N =13Ombre commun

0,0

2,0

4,0

6,0

8,0

10,0

12,0

14,0

16,0

60-6

9

80-8

9

100-

109

120-

129

140-

149

160-

169

180-

189

200-

209

220-

229

240-

249

260-

269

280-

289

300-

309

320-

329

340-

349

Classe de taille (mm)

Fré

qu

en

ce (

%)

N =33Truites fario

84

Le suivi de la localisation des poissons dans les différents habitats est représenté sur la figure 3.3.23. Pour la station aval, nous constatons que les ombres commun se réfugient majoritairement le long des berges végétalisées tandis que les truites fario sont dispersées latéralement dans la rivière mais principalement sous les végétaux. Les chabots sont eux installés indifféremment tout du long de la rivière sur le fond minéral même s’il est recouvert de végétaux. Les Loches franches en revanche sont plutôt positionnées en amont de la station là où les végétaux sont moins présents.

Figure 3.3.23 : Cartographie des microhabitats de la station aval (à gauche) et de la station amont (à droite) et répartition des poissons capturés lors de la pêche électrique du 17/07/2010

Pour la zone amont, les poissons sont principalement localisés le long de la berge droite moins profonde notamment dans les herbiers.

L’efficacité de capture est satisfaisante pour les deux stations (annexe 3.13). Les probabilités de capture des deux stations sont proches (respectivement 21 et 25 %) malgré la profondeur importante de la station amont qui complexifie l’échantillonnage et de l’absence d’un obstacle en amont bloquant la fuite naturelle des poissons confrontés à l’électricité.

Si les probabilités de capture semblent globalement faibles, c’est que les petites espèces très nombreuses comme les chabots et les loches résistent mieux à l’électricité et que leur nage forcée est souvent ralentie par les galets et les végétaux dans lesquels ils se cachent. Le premier passage permet généralement de capturer une partie de la population et de déloger les autres, ainsi leur capture lors du second passage est facilitée. La capture des plus grosses espèces réagissant mieux à l’électricité est en revanche excellente (63 % pour les truites fario, 74 % pour les gardons et 75 % pour les perches). Ainsi les résultats obtenus sont exploitables et la liste faunistique des deux stations peut être comparée.

Malgré les résultats de l’IBIP relativement proche (19 et 24/30) et la proximité des stations, les peuplements piscicoles sont très dissemblables sur plusieurs points :

- tout d’abord, les deux stations ne partagent que 55 % des espèces (indice de Jaccard) alors que les stations sont contiguës et de zone piscicole identique (zone à ombre supérieure),

- le nombre d’individus est très faible en amont (104 contre 593 en aval), - 34 % des espèces de la station amont sont limnophiles (figure ) contre 0 % pour la station

aval. En revanche, 53 % des espèces sont rhéophiles en amont contre 98 % en aval, - les poissons représentant la biomasse la plus importante (88%) en amont sont des

cyprins,

85

- les seuls prédateurs adultes capturés en amont sont des Percidés, espèces typiques des zones lentiques, en revanche, les prédateurs de la zone aval sont tous des Salmonidés (hormis l’anguille).

Figure 3.3.24 : Nombre d’individus capturés sur les stations amont et aval du Bocq à Spontin, le 17/07/2010

La qualité de l’eau des stations étant bonne selon l’IBIP (9/10 et 10/10) et les mesures physico-chimique réalisées, la principale différence entre l’amont et l’aval de l’obstacle est la qualité de l’habitat. En amont, le barrage ralenti la vitesse du courant, ce qui augmente la profondeur et permet la sédimentation des particules fines qui recouvrent les habitats potentiels. Ainsi cette zone devenue lentique, n’est plus attractive pour la faune typique des zones à ombre plus rhéophile qui ne s’y développe que difficilement (10 fois moins de chabot, 33 fois moins de truites fario, 13 fois moins d’ombre commun et 25 fois moins de loche franche en amont qu’en aval). Les espèces que l’on retrouve dans cet habitat sont typiques des zones à brême, toutefois, on n’y retrouve pas toutes les espèces associées et la diversité y reste faible ainsi que le nombre d’individus. Finalement la zone amont ne correspond idéalement ni aux espèces de la zone à ombre, ni aux espèces des zones inférieures (figure 3.3.24).

L’arasement de l’obstacle semble donc être un aménagement intéressant qui redynamiserait la zone amont de l’obstacle sur plus de 200 m et permettrait le retour de la faune typique de la zone à ombre. De plus, la réduction de la hauteur de chute permet également la libre circulation des poissons, ainsi l’isolement génétique entre l’amont et l’aval sera logiquement supprimé.


Les pêches sur les stations de Spontin sont très comparables avant et après travaux puisque la taille des secteurs a été conservée, et que l'amont et l'aval de l'ancien déversoir ont été séparés par une barrière électrique.

Station amont

Sur la station amont, le déclin des espèces limnophiles est manifeste, face à l’essor des rhéophiles, ce qui influe très positivement sur la note de l'IBIP (tableau 3.3.18).

Les chabots montrent la plus forte augmentation, avec 409 captures en 2012 contre 52 en 2010. Les truites et les ombres, représentés par un seul individu lors de l'état initial ont été capturés respectivement à hauteur de 29 et 75 spécimens (tableau 3.3.19).

La perche et la tanche, faiblement représentés dans la retenue d'eau, n'ont pas été recapturés en 2012. Le gardon a subi des pertes importantes, et il ne reste que les gros individus (cf. mensurations tableau 3.3.19), ce qui donne une biomasse observée par hectare finalement peu changée. Il n'est pas anormal de trouver des gardons en zone à ombre, puisque ce sont des cyprins

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

Anguille Epinoche

3 épines

Truite

fario

Ombre Chabot Loche

franche

Gardon Perche Tanche

Espèces

indiférentes

Espèces rhéophiles Espèces limnophiles

Nb

r. d

'in

div

idu

s

Amont

Aval

86

d'accompagnement possibles dans cette zone (Huet, 1949). La profondeur plus importante qu'à l'aval, et l'écoulement laminaire dans la partie amont de la station restent des éléments propices au gardon.

La plus faible diversité est largement contrebalancée par le sous-indice « qualité de l'habitat » en raison de l'augmentation des pondeurs spécialisés (truite, ombre et chabot) et la présence d'alevins pour l'ombre (espèce intolérante dominante).

La biomasse (38 à 243 kg/ha) et le nombre de captures (104 à 552) ont également profité de l'arasement du déversoir, d'un facteur 6.

Tableau 3.3.18 : Résultats des IBIP pour les stations de Spontin en 2010 et 2012 (int. dom. = intolérante dominante)

Tableau 3.3.19 : Synthèse des résultats des pêches électriques de 2010 et 2012 à Spontin amont.

Station aval

La station aval ne souffre au niveau de l'IBIP que de la perte d'une espèce benthique, l'anguille, dont un seul spécimen avait été capturé en 2010 (tableau 3.3.20). Les gardons capturés au second passage proviennent vraisemblablement de la dérive d'individus encore affectés par le premier passage à l'amont.

Le principal point à soulever est l'essor des ombres, non-imputable à la très faible probabilité de capture en 2009 au vu de l'importante augmentation de la densité observée (de 153 à 1706 individus observés/ha. La population est décalée vers les alevins (médiane de 75 mm pour une moyenne de 118 mm ; tableau 3.3.20), alors que la population à l'amont est plus décalée vers les grands individus.

Spontin amont Spontin aval

2010 2012 2010 2012

Indice richesse spécifique (/10) 6 4 5 4

Indice Nb espèces natives (/5) 3 2 2 2

Indice Nb espèces benthiques (/5) 3 2 3 2

Indice qualité de l'eau (/10) 9 10 10 10

Indice % ind intolérants (/5) 4 5 5 5

Indice Nb chabot / Nb chabot+loche (/5) 5 5 5 5

Indice qualité de l'habitat (/10) 4 9 9 9

Indice % ind pondeurs spécialisés (/5) 3 5 5 5

Indice % alevin/adulte espèce int.dom. (/5) 1 4 4 4

IBIP (/30) 19 23 24 23

Juillet 2010 Longueur totale (mm)

C1 C2 N estimé Min Max Proportion %

Truite fario 0 1 / / / 14 66 1,0

Ombre commun 0 1 / / / 14 63 1,0

Loche franche 0 1 / / 0,1 14 111 1,0

Chabot 23 29 / / 3,7 748 21 93 50,0

Épinoche à 3 épines 8 6 0,25 32 0,6 202 43 70 13,5

Gardon 23 6 0,74 31 26,4 417 100 242 27,9

Perche commune 4 1 0,75 5 7,2 72 163 250 4,8

Tanche 0 1 / / / 14 51 1,0

Total 58 46 0,21 280 38,1 1497

104

Juin 2012 Longueur totale (mm)


Truite fario 26 3 0,88 29 36,7 487 66 362 5,3

Ombre commun 62 13 0,79 78 139,5 1261 65 375 13,6

Loche franche 2 13 / / 1,9 252 60 115 2,7

Chabot 201 208 / / 43,1 6874 48 105 74,1


Gardon 10 2 0,80 13 22,0 202 53 255 2,2

Total 313 239 0,24 1324 243,51 9277

552

Probabilité

de capture

Biomasse

obs. kg/ha

Nb ind/ha

obs.

Probabilité

de capture

Biomasse

obs. kg/ha

Nb ind/ha

obs.

87

La loche reste faiblement représentée, et les truites et chabots montrent une augmentation plus légère que l'ombre (33 à 63 et 511 à 822 individus respectivement). Pour les truites, la population est également décalée vers les alevins, alors qu'il y avait surtout des gros individus en 2010 (tableau 3.3.20)

Au total, le nombre de captures (593 à 1053) ainsi que la biomasse (97 à 161 kg) sont multipliés chacun d'un facteur 1,7.

Ceci pourrait être dû à la meilleure continuité longitudinale et à la création de caches qui ont favorisé le repeuplement du secteur restauré par diverses espèces caractéristiques de la zone piscicole naturelle.

Tableau 3.3.20 : Synthèse des résultats des pêches électriques en 2010 et 2012 à Spontin aval et mensurations des poissons des pêches électriques de 2010 et 2012 à Spontin

Indice d’attractivité morphodynamique

L'indice d'attractivité morphodynamique de la station amont du seuil à Spontin s'améliore considérablement après l'arasement de cet obstacle. Les substrats changent fortement entre 2009 et 2012. Les branches, les sous-berges, le mélange galets-graviers et la litière ne sont plus recensés alors qu'apparaissent le galet et le gravier. En outre, la diversité des substrats chute puisque le substrat dominant avant travaux était la vase avec 43,34 % alors qu'en 2012, le galet s'impose plus fortement avec 58,82 % de la surface totale (tableau 3.3.21).

La variété des profondeurs ne change pas. La régularité s'améliore mais que ce soit en 2009 ou en 2012, une classe de profondeur continue à se démarquer, respectivement la classe 71-150 cm (73 %) et la classe 21-70 (66 %). En outre, ce changement démontre une réduction globale de la profondeur à travers la station puisque la classe 71-150 cm ne représente après travaux que 16,14 % de la surface totale. En ce qui concerne les classes de vitesse, le nombre est passé de 2 à 4. Par

Taille (mm) Poids (g)

Moyenne Médiane Moyen Médiane

Spontin amont 2010 Gardon 162 166 66 57

Spontin amont 2012

Gardon 184 194 119 97

Truite fario 137 87 75 8

Ombre commun 216 231 111 108

Spontin aval 2010Truite fario 182 210 129 130

Ombre commun / / / /

Spontin aval 2012Truite fario 112 87 53 8

Ombre commun 118 75 75 4

Juillet 2010 Longueur totale (mm)


Truite fario 24 9 0,63 38 44,2 389 61 339 5,6

Ombre commun 7 6 0,14 49 3,6 153 57 255 2,2

Loche franche 11 14 / / 4,6 294 108 130 4,2

Chabot 291 220 0,24 1193 40,7 6017 20 107 86,2

Épinoche à 3 épines 3 7 / / 0,3 118 48 63 1,7

Gardon / / / / / / / / /

Anguille 1 0 1 1 4,0 12 585 0,2

Total 337 256 0,24 1402 97,3 6983

593

Juin 2012 Longueur totale (mm)


Truite fario 49 14 0,71 69 40,1 764 53 405 6,0

Ombre commun 109 32 0,71 154 61,5 1709 55 267 13,4

Loche franche 5 6 / / 0,8 133 51 110 1,0

Chabot 449 373 0,17 2653 56,9 9964 22 104 78,1

Épinoche à 3 épines 9 5 0,44 20 / 170 34 57 1,3

Gardon 0 2 / / 1,9 24 130 213 0,2

Total 621 432 0,30 2040 161,3 12764

1053

Probabilité

de capture

Biomasse

obs. kg/ha

Nb ind/ha

obs.

Probabilité

de capture

Biomasse

obs. kg/ha

Nb ind/ha

obs.

88

conséquent, la diversité optimale est nettement plus proche de la diversité maximale. Ce paramètre traduit la plus grande diversité même si la régularité est toujours aussi élevée.

L'indice d'attractivité morphodynamique s'est nettement amélioré après travaux ; le rapport IAM a triplé (+ 206 %). L'explication provient à la fois de l'amélioration de la variété des pôles (+ 60 %), en particulier la variété des vitesses (+ 2), et de l'attractivité des substrats (+ 91%).

Tableau 3.3.21 : IAM de la station amont de Spontin en 2009 avant travaux et en 2012 après travaux

Conclusion

La station amont, habitée à l'origine par une communauté majoritairement limnophile, a été colonisée par un peuplement rhéophile très similaire à celui de l'aval, faisant augmenter le nombre de captures, la biomasse et l'IBIP. Les modifications du peuplement de la station aval sont sans doute expliquées en partie par l'arasement du barrage, mais un suivi à plus long terme et à plus grande échelle est nécessaire. L'impact de l'arasement du déversoir de Spontin sur l'hydromorphologie s'est marqué par une augmentation sensible des vitesses en parallèle à la diminution de la profondeur. L’augmentation de la vitesse a permis le « nettoyage » de la couche de fines accumulée sur le fond. L'effet a été visible sur les trois indicateurs biologiques utilisés, avec pour chaque un passage d'une communauté lentique à une communauté lotique, permettant dans tous les cas une augmentation des indices biotiques.

Par rapport à ce qui a été dit dans l'introduction, ce résultat était attendu (Hansen et Hayes, 2011 ; Bushaw-Newton et al., 2002 ; Maloney et al., 2008 ; Stanley et al., 2002), mais plusieurs éléments ne font pas consensus. Le temps de rémission par exemple fait débat. Les dizaines d'années d'Hansen et Hayes (2011) semblent pessimistes face à l'année ou deux des trois autres études. Dans le cas de Spontin, au niveau des invertébrés, aucun élément tangible ne peut suggérer que la station amont n'a pas fini son évolution. En effet, les stations amont et aval sont très semblables, et les différences constatées entre les deux n'ont pas de rapport évident avec l'ancienne perturbation qu'était la retenue d'eau. Pour les macrophytes, une évolution est attendue dans les années à venir. Il en sera probablement de même pour les poissons. Pour ces derniers, il faudrait une étude à plus large échelle et sur un plus long terme, pour attester de l'impact de la continuité longitudinale rétablie sur l'ensemble du bassin du Bocq grâce au projet. Une review de Hart et al. (2002) référence de nombreux cas d'effets positifs sur les poissons migrateurs dont l'accès aux zones en amont des barrages avait disparu. Il manque par ailleurs d'études quantitatives sur les poissons résidents.

Les impacts des aménagements analysés ont mené à des résultats mitigés mais encourageants. L'arasement du déversoir de Spontin a eu des conséquences claires, et attendues, sur l'hydromorphologie et les communautés des différents indicateurs biologiques. Tous ont sensiblement changé d'un caractère lentique à lotique, que ce soit pour les poissons avec une diminution des espèces limnophiles et l'augmentation des rhéophiles, pour les invertébrés de par le déclin des Chironomidae et l'essor des Trichoptères et Éphéméroptères, et enfin les macrophytes avec la disparition des espèces limnophiles également. Ceci a permis une augmentation de leurs indices respectifs. La continuité longitudinale rétablie devra se mesurer grâce aux poissons sur un plus long terme, et sur l'ensemble du bassin du Bocq puisque la majorité des obstacles ont été aménagés dans le cadre du projet Walphy.

2009 2012

Paramètres Substrat Hauteur Vitesse Substrat Hauteur Vitesse

Variété 10 4 2 8 4 4

Diversité (Div.) 0,65 0,34 0,30 0,48 0,41 0,56

Div. optimale 1,00 0,60 0,30 0,90 0,60 0,60

Div. maximale 1,20 0,70 0,70 1,20 0,70 0,70

Regularité 0,65 0,56 1,00 0,53 0,68 0,92

Attractivité 20,79 39,81

Variété pôle max. 80 128

IAM 1663 5096

IAM de référence 8031 8031

Rapport IAM 21 63

89

3.3.2 Passe à poissons d’Yvoir au lieu-dit « le Maka »

3.3.2.1 Description de la passe et du piège

La passe à poissons d’Yvoir comprend 7 bassins ainsi qu’un bassin de sortie en amont, l’entrée de la passe est située à proximité de la vis de la centrale hydroélectrique (figure 3.3.25, tableau 3.3.22). Les différents bassins forment un « L » qui contourne ainsi la centrale, leur largueur est de 1,50 mètre et la longueur varie entre 3,10 et 3,85 mètres. Chaque bassin comprend une chute d’eau de 0,27 mètre.

Figure 3.3.25 : Plan de la passe à bassins d’Yvoir sur le Bocq ainsi que de la centrale hydroélectrique

Tableau 3.3.22 : Caractéristiques de la passe à poissons d’Yvoir au niveau du barrage du Maka

* : Calculée par le bureau SINBIO

Des orifices ont été réalisés afin de permettre la remontée des anguilles, de plus, le fond des bassins a été muni d’enrochements liaisonnés dans le béton pour faciliter la reptation de ces poissons. Le jet de surface, contrairement au jet plongeant, permet également aux poissons blancs tels que le gardon de remonter ce type de chute d’eau (figure 3.3.26).

Nombre de bassins 7 plus bassin de sortie en amont

Largeur 1,50 m

Longueur 3,10 à 3,85 m

Nombre de chutes d'eau 7

Hauteur de chute 0,27 m

Type de jet jet de surface

Orifices pour anguilles oui

Taille des orifices 20 cm sur 20

Puissance dissipée totale* Pv=120 W/m³

Débit Q=300 l/s

Hauteur de l'obstacle 1,80 m

Passe à Poissons d'Yvoir

90

Figure 3.3.26 : Bassin vide montrant l’entrée et la sortie d’eau ainsi que l’enrochement de fond et l’orifice à anguilles (à gauche) et ensemble des 7 bassins en cours de travaux (à droite)

Le piège a été placé dans le bassin numéro 3, il consiste en un cône d’entrée située au niveau de la chute d’eau en aval et d’une série de 3 grilles superposées placées en amont du bassin (figure 3.3.27, tableau 3.3.23). De plus, une petite grille supplémentaire a été installée pour bloquer l’orifice à anguille. Le cône et les grilles sont en acier inoxydable afin de supporter une immersion continue. Ainsi, le cône permet l’entrée du poisson dans la passe tout en l’empêchant de faire demi-tour. Les grilles en amont bloquent le passage entre les bassins 3 et 2 et de ce fait le poisson reste piégé dans le bassin 3.

Tableau 3.3.23 : Caractéristiques du piège dans la passe à poissons

L’ensemble du dispositif a été conçu de façon à ne pas blesser les poissons durant leur passage, ainsi tous les coins et autres parties potentiellement coupantes ont été polis au préalable. Afin d’éviter tout braconnage ou vol du dispositif, des cadenas ont été placés sur les grilles couvrant le bassin ainsi que sur les grilles et le cône du piège. Le cône de piégeage est pourvu d’un système « anti-retour » composé de plusieurs fines barrettes métalliques mobiles qui empêchent les poissons de ressortir du bassin une fois piégés. Cependant, durant le suivi nous avons constaté que ce système se colmatait rapidement avec les débris et autres déchets, rendant dès lors le piège inefficace. Nous avons donc décidé de garder les barrettes relevées durant toute la période du suivi.

Figure 3.3.27 : Cône de piégeage avec système « anti-retour » en place (à gauche) et grilles superposées en amont (à droite)

Piège

Localisation

Écartement des bareaux

Système "anti-retour"

Poignées en inox

Grilles en amont

Grilles en aval

Métal

3ème bassin

2 cm

oui

oui

3 superposées

1 pour bloquer l'orifice à anguilles et

1 comprenant le cône de piégeage

Inox (immersion continue)

Section des barreaux circulaire

91

3.3.2.2 Résultats des suivis

Des suivis réguliers du piège ont été faits de mi-février à mi-juin (tableau 3.3.24 ). Lors de ceux-ci les paramètres physico-chimiques ont été mesurés, la transparence de l’eau a été évaluée et les poissons capturés ont été identifiés, mesurés et pesés. De plus, les grilles, très rapidement colmatées, ont été nettoyées.

Tableau 3.3.24 : Récapitulatif des poissons pris dans le piège lors des suivis (15/02/2013 au 12/07/2013)

N°

s Dates Espèces Tailles

(mm) Masses (g)

Remarques

1 8/04/2013 Truite fario 400 644 Marquée*

2 12/04/2013 Fario 278 280 de repeuplement**

3 17/04/2013 Fario 400 550 Marquée

4 17/04/2013 Fario 255 175 "sauvage"***

5 17/04/2013 Ombre 250 129

6 17/04/2013 Gardon 292 305

7 19/04/2013 Ombre 166 31

8 19/40/2013 Ombre 180 39

9 19/04/2013 Ombre 185 48

10 22/04/2013 Fario 193 56 "sauvage"

11 24/04/2013 Saumon (smolt)

155 29 Dévalaison****

12 24/04/2013 Saumon (smolt)

154 28 Dévalaison

13 26/04/2013 Lamproie de planer

160 9 Dévalaison

14 6/04/2013 Fario 282 133 de repeuplement

15 6/04/2013 Fario 139 24 "sauvage"



18 13/04/2013 Ombre 365 440 Marqué

19 13/04/2013 Ombre 192 54

20 5/06/2013 Fario 152 29 Ablation de la nageoire adipeuse, remise à l'aval de la passe

21 5/06/2013 Fario 122 16 Ablation de la nageoire adipeuse, remise à l'amont de la passe

22 13/06/2013 Ombre 308 334 Ablation de la nageoire adipeuse, remise à l'aval de la passe



25 19/06/2013 Anguille Remise à l'aval

* : Poisson marqué par la société Profish.

** : Poisson de repeuplement.

*** : Poisson de type sauvage.

**** : Poisson provenant de l’amont de la passe et ayant dévalé jusque dans le bassin piégé, sa taille trop petite ne lui permet pas de remonter par le cône.

On constate que le nombre de poissons pris durant le suivi est très faible, cela peut être dû à différents facteurs qui seront énumérés ci-après. La truite fario (13 individus) et l’ombre (7 individus) constituent la majeure partie des poissons piégés, parmi les 13 truites prises 3 étaient issues de repeuplements. On ne compte qu’un seul cyprinidé : un gardon. Les autres espèces de poissons prises comprennent une lamproie fluviatile, deux petits saumons au stade de « smolt » ainsi qu’une

92

anguille d’environ 80 cm de long. Cette dernière a certainement dû dévaler étant donné que ce type de poisson est incapable de remonter via le cône.

Les poissons numéro 20 à 24 ont été marqués via une ablation de la nageoire adipeuse puis remis soit en aval de la passe soit en amont. Seul le poisson numéro 21 a été repris et identifié lors du dernier relevé au cours duquel on a enlevé le piège, et de ce fait on suppose une dévalaison.

Tableau 3.3.25 : Récapitulatif des paramètres physico-chimiques de l’eau durant le suivi

Dates Heures Températures (°C)

O2 dissous (mg/l)

Transparence de l’eau

Débits (m³/s)

Hauteurs (m)

Turbine en fonctionnement

Nbre poissons

18/02/2013 14h00 5,7 Trouble 3,597 0,66 non 0

20/02/2013 12h15 6,1 16,39* Trouble 3,565 0,66 non 0

28/02/2013 11h50 5,6 16,2* Trouble 2,721 0,6 non ? **

11/03/2013 10h00 6,1 14,87* Brune 3,52 0,66 non 0

20/03/2013 10h30 6,9 11,36 Brune 5,38 0,78 non 0

22/03/2013 11h30 6,3 Brune 5,25 0,77 non 0

29/03/2013 10h30 6,5 11,6 Trouble 3,24 0,64 non 0

8/04/2012 11h00 6,9 Claire 2,19 0,56 non 1

12/04/2013 10h15 9,6 trouble 2,71 0,6 non 1

15/04/2013 10h30 11,4 Claire 2,44 0,55 non 0

17/04/2013 10h30 11,9 Claire 1,94 0,54 non 4

19/04/2013 11h45 10,9 Claire 1,86 0,53 non 3

22/04/2013 10h10 8,6 11,85 Claire 1,84 0,53 non 1

24/04/2013 10h30 9,8 11,98 Claire 1,78 0,52 non 2

26/04/2013 11h00 12,04 11,13 Claire 1,73 0,52 oui/non*** 1

29/04/2013 10h00 8,7 11,35 Claire 1,69 0,52 non 0

6/05/2013 10h10 11,9 Claire 1,60 0,50 oui 2

13/05/2013 10h15 11,1 Brune 1,98 0,54 oui 4

17/05/2013 10h30 10,5 Brune 2,49 0,58 oui 0

22/05/2013 10h15 10,3 Brune 2,16 0,55 oui 0

29/05/2013 14h00 Brune 2,51 0,58 oui 0

5/06/2013 10h15 Brune 2,16 0,55 oui 2

13/06/2013 10h00 Brune 1,67 0,51 oui 2

19/06/2013 10h00 Brune 2,59 0,58 oui 2

* : Valeurs surestimées du fait d’un mauvais calibrage de la sonde.

** : Pas de poisson piégé car impossibilité d’ouvrir ou de fermer la vanne de la passe.

*** : La centrale était en fonctionnement du 25/04/2013 à 17h jusqu’au 26/04/2013 à 10h.

On remarque qu’il n’y a pas de poissons piégés avant début avril certainement suite aux températures trop fraiches de l’eau, les températures mesurées lors des sept premiers relevés sont comprises entre 5,6 et 6,9°C. On notera aussi le fait que l’eau est très souvent trouble ou brune, la présence de carrière en amont et de ce fait de production de MES en abondance peut être un facteur prépondérant quant à la clarté de l’eau. Le débit reste plus ou moins constant durant les mois de février et mars avec deux pics le 20 et le 22 mars puis diminue progressivement à partir d’avril. Il en est de même pour la hauteur d’eau. L’effet positif ou non de la vis est difficile à estimer étant donné le faible laps de temps durant lequel la centrale a fonctionné. En effet, la turbine n’a fonctionné que durant les huit derniers relevés, c’est-à-dire du 6 mai au 19 juin. Le mois d’avril montre un nombre de prises plus élevé que durant les autres mois, présente une clarté d’eau très bonne, une température moyenne de 9,98 C° ainsi qu’un débit compris entre 1,69 et 2,44 m³/s. (tableau 3.3.25, figures 3.3.28 et 3.3.29).

93

Figure 3.3.28 : Hauteurs d’eau à la station d’Yvoir sur le Bocq durant la période des relevés (Aqualim)

Figure 3.3.29 : Débits à la station d’Yvoir sur le Bocq durant la période des relevés (Aqualim)

En complément du suivi normal de la passe nous avons effectué une pêche électrique sur le Bocq afin de prélever des ombres et/ou des truites, de les marquer par ablation de la nageoire adipeuse ou via un émetteur placé par Profish et de les relâcher en aval de la passe. Cette pêche n’a malheureusement pas été fructueuse et nous avons alors opté pour une pêche à la mouche sur le Bocq au niveau des bâtiments de la Croix-Rouge le 18 juin 2013. Cette fois nous avons pris cinq ombres et deux truites fario sauvages (tableau 3.3.26). Les ombres ont été marqués par ablation de la nageoire adipeuse et remis en aval de la passe mais aucun de ces poissons n’a été pris dans le

94

piège. Les deux truites ont été munies d’un émetteur (figure 3.3.30) et relâchées au même endroit que les ombres. Les deux truites ont cependant été pêchées par des pêcheurs locaux et tuées. Ces derniers ont néanmoins remis les émetteurs au garde du Service de la Pêche.

Tableau 3.3.26: Poissons pris lors de la pêche à la mouche du 18/06/2013

Figure 3.3.30 : Pose des émetteurs sur les truites fario le 18/06/2013 par la Société Profish

3.3.2.3 Hypothèses expliquant l’attractivité réduite de la passe

Comme vu plus haut le nombre de poissons ayant été pris durant le suivi est assez faible. Un des premiers facteurs pouvant être mis en avant est la météo qui s’est avérée très médiocre. En effet, l’hiver a été très long et il a fallu attendre le mois d’avril avant de mesurer des températures de l’eau supérieures à 7 C°. On peut également citer un colmatage des grilles du piège très rapide, en l’espace de deux jours les grilles étaient complètement colmatées par l’accumulation de débris tels que des brindilles, des feuilles et curieusement une quantité importante de déchets compostables ainsi que divers déchets en tous genres. Cet effet peut sans doute être impacté à la disposition de la vanne installée en amont de la passe et dont l’ouverture se fait sur le fond du lit de la rivière. Dès lors, lors de son ouverture le flux d’eau entraîne quantité de sédiments accumulés sur le fond qui viennent s’accumuler dans le bassin en amont du piège ainsi que sur les grilles. De plus, du fait de ce colmatage le niveau d’eau dans le bassin amont augmente fortement jusqu’à dépasser les grilles séparant ce bassin du bassin piégé (figure 3.3.31). Dès lors l’eau passe par-dessus les grilles et permet aux poissons de dévaler vers le bassin muni du piège, biaisant ainsi nos résultats. Le cône est lui aussi rapidement colmaté et l’eau ne passe plus au travers des barreaux, concentrant le flux d’eau uniquement vers son extrémité. Il est de ce fait plus difficile pour les poissons de remonter via l’embouchure du cône.

Un autre facteur à prendre en compte est l’attractivité même de la passe, cette propriété est prépondérante pour une bonne efficacité de celle-ci. Dans le cas présent l’entrée d’eau est située juste à côté de la vis de la centrale hydroélectrique et est perpendiculaire au courant de la rivière. Or il est conseillé d’avoir une entrée d’eau parallèle au courant afin d’en optimiser son attractivité. Le fonctionnement de la vis à proximité a creusé une fosse devant l’entrée d’eau et de ce fait cette entrée se retrouve plus haut dans la colonne d’eau qu’auparavant. Cependant étant donné la courte période

Espèce Taille (mm) Masse (g)

Ombre 343 412

Ombre 346 414

Ombre 296 254

Ombre 315 265

Ombre 315 304

Truite fario 360 520

Truite fario 311 324

95

du suivi durant laquelle la vis a fonctionné il est difficile d’en juger l’impact sur l’attractivité de la passe. Suite à la mesure des courants au sein des différents bassins ainsi qu’à l’entrée d’eau (tableau 3.3.27) on constate des turbulences dans le bassin le plus en aval concluant à un courant quasi nul à proximité de l’entrée d’eau et de 0,21 m/s à celle-ci. Ceci peut s’expliquer par la disposition en coude des bassins 6 et 7 qui diminue la vitesse du courant. La faible vitesse de courant à la sortie de la passe (entrée du bassin 7) réduit fortement l’attractivité de celle-ci, une vitesse de courant comprise entre 2 et 2,4 m/s serait optimale (Aigoui 2008). On remarquera aussi un niveau d’eau particulièrement élevé (95 cm) au milieu du bassin 7 alors qu’il n’atteint que 67, 55 et 41 cm (bassin contenant le piège non colmaté) respectivement pour les bassins plus en amont. La chute d’eau à l’aval du bassin 3, c’est-à-dire à l’emplacement du cône, est de 25 cm (distance entre la surface de l’eau du bassin 4 et la chute d’eau), la lame d’eau est de 19 cm et la distance entre le fond de bassin 4 et le haut de la chute d’eau est de 57 cm lorsque le piège est colmaté. Lorsqu’il est décolmaté ces distances sont respectivement de 28, 59 et 22 cm. Ces mesures ont été prises alors que la vanne était ouverte. La fosse nouvellement creusée devant l’entrée d’eau a rendu pratiquement impossible la mesure de courant devant celle-ci ou au niveau de la vis.

Tableau 3.3.27 : Vitesse de courant dans les bassins en fonction de l’état de colmatage du piège le 18/06/2013

Figure 3.3.31 : Jet d’eau dépassant les grilles amont du piège

3.3.2.4 Suggestions d’améliorations de la passe

Au vu de ces observations il est possible de réaliser des travaux et/ou modifications de la passe afin d’en améliorer l’attractivité. Une des possibilités, précédemment proposée dans le rapport sur la passe d’aout 2011 (Suaire 2011 (1)) est de raser le muret de l’entrée d’eau et le réaménager afin de diminuer l’angle entre l’entrée de la passe et le courant de la rivière. Il serait peut-être aussi judicieux de réétudier ce dernier bassin afin de produire un courant attractif pour les poissons.

Une option supplémentaire peut être de réaliser davantage de pêches, de marquer les espèces-cibles, via ablation de l’adipeuse ou pose d’un émetteur, et les relâcher en aval de la passe à poissons et ce également sur un laps de temps plus long. Il serait également judicieux de sensibiliser

N° Bassin Localisation colmaté Non colmaté

3 chute aval 1,25 1,55

4 orifice anguille 0,71 0,99





Vitesse du courant (m/s)

96

la communauté locale de pêcheurs sur le suivi et ainsi limiter la capture et surtout la mise à mort des poissons marqués.

Concernant l’efficacité du piège, le principal problème est le colmatage. Une fois celui-ci retiré on a pu constater que les sédiments présents dans le bassin amont étaient évacués naturellement et que les autres bassins ne souffraient aucunement d’une quelconque accumulation de déchets et/ou débris. Ce système de suivi n’est donc pas le mieux adapté pour cet aménagement précis, à moins de réaménager l’ouverture de la vanne située trop sur le fond. Une alternative possible afin de réaliser un suivi des migrations de poissons peut être le recours à un système ichtyos (Suaire 2011 (2)). Ce dernier présente beaucoup d’avantages quant à son efficacité. En effet, il permet de compter les poissons migrants à travers la passe, de mesurer leur taille, connaitre l’heure de passage et plus difficilement à en identifier l’espèce (sauf s’il est couplé à un système de vidéo-surveillance bien que cela augmenterait fortement le coût du suivi). De plus, il nécessite une main d’œuvre réduite. Cependant, le coût du système est conséquent : environ 150000 € à l’achat et 6000 €/mois à la location.

97

3.4 Continuité latérale

3.4.1 Bocq à Spontin – Vivaqua (Sainte-Catherine)


Depuis 1899, à Spontin, le Bocq traverse une zone de captage d’eau souterraine (dite de Sainte-Catherine) mise en service par l’entreprise belge de production et de distribution d’eau potable : VIVAQUA (figure 3.4.1) (Vivaqua, 2012 ; Walphy et al., 2012).

Dès les années soixante, de manière à préserver les captages d’eau potable des pollutions potentielles du Bocq, diverses précautions ont été prises par l’exploitant. Bien que les captages principaux se situent en surplomb de la rivière, les captages secondaires se trouvent dans le lit majeur. Ainsi, pour protéger ces derniers, le lit mineur a été détourné, rectifié et imperméabilisé. Dès lors, les berges ont été artificialisées et le lit mineur réduit à une cunette de béton. Par conséquent, les aménagements liés aux protections de captage ont entraîné des effets négatifs sur le Bocq au niveau de la traversée de Sainte-Catherine, et altèrent fortement la connectivité :

- transversale : rectification du cours d’eau, artificialisation des berges (hautes berges verticales en béton) ;

- longitudinale : faciès d’écoulement homogène (profondeur faible et vitesse du courant élevée), seuils perturbants les déplacements de la faune piscicole ;

- verticale : cunette en béton isolant la rivière de la nappe phréatique.

Figure 3.4.1: Localisation de la zone de captages de Sainte-Catherine à Spontin (fond de plan IGN)

Selon l’évaluation du Qualphy (Van Brussel, 2005) (tableau 3.4.1 et figure 3.4.2), le secteur 2G (228 m), qui concerne la station étudiée est de qualité mauvaise (29 %). L’indice lit majeur est mauvais (31 %), à cause des annexes hydrauliques inexistantes (31 %) et de l’inondabilité réduite (21 %). L’indice berge (0 %) révèle une structure très mauvaise (berges bétonnes bloquées) et une végétation

98

inexistante. Le lit mineur est de moyenne qualité (41%) car les faciès et les substrats présents sont très peu diversifiés (respectivement 15 et 18 %).

Tableau 3.4.1 : Résultat du Qualphy du secteur 2G (Van Brussel, 2005)

Secteur

Indice Qualphy (%)

Global (100)

Lit Majeur

(40)

Berge

(20)

Lit mineur

(40)

2G 29

31 0 41


45 31 21 0 0 84 15 18

Figure 3.4.2 : Secteurs Qualphy au niveau de la zone de captages de Sainte-Catherine à Spontin (fond de plan IGN ; secteurs Qualphy, Van Brussel, 2005)

Dans son évaluation Qualphy, S. Van Brussel (2005) estime que l’indice de qualité du lit mineur, égal à 41 %, est surestimé. Cette surestimation est liée à la valeur élevée du sous-indice hydraulique (84 %). En effet, le coefficient de sinuosité du segment 2G est bon (1,3), étant donné la définition de la sinuosité reprise par le Qualphy et le fait que ce secteur comprenne un virage de la vallée (et du cours d’eau). De plus, toutes les coupures transversales sont considérées comme franchissables et il n’y a pas de perturbation du débit (Van Brussel, 2005).

Dans cette zone, afin de protéger les captages d’eau souterrains de potentielles pollutions du Bocq, le lit mineur a été détourné, rectifié et imperméabilisé. Au final, les berges ont été artificialisées (hautes berges verticales en béton) et le lit mineur réduit à une cunette en béton. Ces aménagements ont fortement affecté la qualité physique du Bocq au niveau de sa traversée dans la zone de captage de Sainte-Catherine.

Afin d’améliorer la qualité écologique du secteur, la DCENN en collaboration avec l’UNamur-URBE et l’ULg LHGF a proposé une série d’aménagements. Après concertation avec l’entreprise Vivaqua, seul un aménagement de type R1 est envisageable, se résumant en une diversification des écoulements suite à la pose de blocs dans la cunette en béton. Plus précisément, on parle de la mise en place d’une « rampe rugueuse ». Les travaux d’aménagements ont débuté en septembre 2011 (figure 3.4.3)

99

Figure 3.4.3 : Vues d’ensemble de la station à la fin des travaux en octobre 2011 (à gauche) et en mai 2012 (à droite).

Enfin, afin de juger de l’efficacité de la restauration, une station représentative du secteur a été délimitée et cartographiée. Elle mesure 100 m de long sur 7,07 m de large, sa limite aval est située à 90 m en amont du pont de la SNCB et sa limite amont à environ 100 m en aval de l’ouvrage 1465 (figure 3.4.3). Il s’agit de la deuxième station d’étude, sur laquelle les suivis biologique et physique ont été entrepris.

Figure 3.4.4 : Lever topographique de la station « Sainte-Catherine » à Spontin (fond de plan : atlas des cours d’eau du SPW, 1989) (Walphy et al., 2012).

Cartographie et microhabitats

Pour rappel, à Spontin, les levés de terrain se sont déroulés le 07 juin 2013 en période de basses eaux (Q = 1,50 m/s³, à la station limnimétrique de Spontin). L’objectif étant de mettre en évidence l’efficacité de la création d’une rampe rugueuse sur l’attractivité de la station « Sainte-Catherine », les cartographies obtenues en 2013 seront comparées à celles réalisées le 01 juillet 2009, deux ans avant la restauration (Q = 0,9 m/s³).

Limite aval de

la station

Limite amont

de la station

Pont voie ferrée

100

En 2009, avant tout projet d’aménagement, les profondeurs d’eau étaient constantes sur l’ensemble de la station. Les vitesses étaient élevées et peu diversifiées du fait de la faible rugosité de la cunette en béton. Plus précisément, deux classes dominaient : 0,75 – 1,50 m/s au centre du chenal et 0,25 – 0,75 le long des berges. Les substrats étaient au nombre de 4 avec une dominance certaine du béton sur l’ensemble de la station (tableau 3.4.2- figure 3.4.5). En raison de la faible diversité en vitesses et en substrats, le nombre de microhabitats s’élevaient à 11 (pour ceux recouvrant au moins 0,1% de la station) avec parmi eux, de rares habitats naturels.

En 2013, deux ans après les travaux de restauration, les cartographies ont bien changé. Ainsi, l’ajout de blocs a permis de diversifier les profondeurs d’eau. Trois classes ont pu ainsi être mises en évidence : 0 – 5 cm (0,4%), 6 – 20 cm (0,6%) et 21 – 70 cm (90%). Actuellement, une classe de vitesse domine : 0,25 – 0,75 (70,5%). En ce qui concerne les 30% restants, ils sont plus équitablement répartis entre les trois autres classes de vitesse. Le nombre de substrats s’élève à 6 avec une nette diminution de la superficie de la surface bétonnée. Les blocs et les galets, mis en place en 2011 lors des travaux d’aménagement, représentent en 2013 jusqu’à 34% des proportions des substrats. Au mois de juin, lors de la réalisation de la carte des substrats, les renoncules (hydrophytes) semblaient être, à 0,1% près, le seul substrat végétal. Mais, le 02 juillet 2013, lors de la récolte des macroinvertébrés, un nouveau substrat végétal a été observé en surface des blocs, il s’agit de la Xanthophycée Vaucheria sp. recouvrant près de 25% de la station (cf. 3.3. Macrophytes).

Cette meilleure répartition des vitesses de courant combinée à l’augmentation du nombre de substrats a permis la création de nouveaux microhabitats. Leurs nombres s’élèvent à 17 (ceux recouvrant au moins 0,1% de la station). Cette augmentation par rapport à 2009 se fait ressentir à travers le coefficient morphodynamique « m » dont la cote passe de 10 à 13,8/20, soit une augmentation de 38% en 4 ans.

Pour se rendre compte de l’évolution de la station « Sainte-Catherine » avant et après travaux, les cartes des microhabitats sont reprises en figure 3.4.5 et en annexes 3.14 – 3.15.

Tableau 3.4.2 – Rapport substrats / vitesses et pourcentage de superficie des microhabitats de la station « Sainte-Catherine » à Spontin le 01 juillet 2009 (état initial, en haut) et le 07 juin 2013 (2ème année de suivi après les travaux, en bas).

101

Figure 3.4.4 : Cartes des microhabitats de la station de Spontin (au niveau du site de captage Sainte-Catherine). En haut : en 2009, avant les travaux de restauration et en bas : en 2013, deux ans après la formation de la rampe rugueuse.

102

Indice tronçon

En 2009, le caractère bétonné de la station se fait ressentir au niveau de sa qualité physique. En effet, avant les travaux de restauration, le bilan était médiocre. Les scores d’hétérogénéité et d’attractivité étaient très mauvais alors que la présence de berges artificialisées réduisait considérablement le score de connectivité. Concernant la stabilité, ce paramètre n’a pas vraiment de sens pour cette station, en effet, le béton de la cunette ainsi que les blocs qui y sont ne décrivent pas une érosion puisqu'il s'agit de substrats artificiels implantés par l'homme.

Après les travaux de restauration, le score de qualité physique a augmenté de 6,81% passant d’une qualité médiocre à moyenne. La station gagne en attractivité, presqu’exclusivement grâce à la présence de nombreuses caches composés de blocs et d’herbiers. La présence d’un type de frayère supplémentaire a également influencé positivement le score final (galets stables (GAL)).

Le score d’hétérogénéité montre une sensible diminution due à la modification du type de substrat secondaire. Plus précisément, dans la détermination de l’hétérogénéité, les scores des substrats primaire et secondaire sont pris en considération sachant que les substrats les plus attractifs sont les substrats organiques. Ainsi, en 2009, le substrat secondaire était les hydrophytes à feuilles flottantes (score de 4/5) alors qu’en 2012 et en 2013, il s’agit des blocs (score de -4/5). Mais, d’année en année, les hydrophytes se réinstallent et se développent redevenant progressivement le substrat secondaire rehaussant le score d’hétérogénéité. Cette hypothèse sera à vérifier lors des prochains suivis (tableau 3.4.3).

Tableau 3.4.3 : Résultats de la méthode tronçon pour la station Sainte-Catherine à Spontin Vivaqua en 2009 (état initial), en 2012 (1ère année de suivi) et en 2013 (2ème année de suivi) (Q = 0,87, 0,96 et 1,50 m³/s en 2011, 2012 et 2013 respectivement).

Date Linéaire (m)

Score hétérogénéité /111

Cla

sse

Score attractivité /90

Cla

sse

Score connectivité /130

Cla

sse

Score stabilité -60 / 40

Cla

sse

Coef stab 0,75 / 1,25

Qualité physique /30600

Cla

sse

24/06/2009 100 12 E 10 E 47 C -10 Équilibre 0,85 879 D

27/06/2012 100 10 E 53 B 47 C -12 Erosion 1 2.961 C

17/08/2013 100 10 E 53 B 47 C -12 Erosion 1 2.961 C

3.4.1.2 Qualité physico-chimique de l’eau

Les caractéristiques physico-chimiques du Bocq à Sainte-Catherine sont celles d’une eau calcaire : le pH est basique et la conductivité est assez importante, proche des 600 µS/cm. La température et l’oxygénation sont celles d’un cours d’eau salmonicole (écoulements rapides). Les eaux de la rivière étaient très claires lors des deux périodes d’échantillonnage (tableau 3.4.4).

Tableau 3.4.4 – Résultats du S.E.Q. – Eau pour Spontin Ste Catherine. ND – No Data (Absence de données).

Vivaqua

2009 2011 2013

Température (°C) 14,3 10,5 13,4

Conductivité (µs/cm) 578 578 572

pH 7,9 8,6 8,34

Oxygène dissous (% saturation) 113,7 69 114,4

Oxygène dissous (mgO2/l) 11,62 7,8 12,38

MES (mg/l) ND ND 4,1

103

3.4.1.3 Qualité écologique

Macrophytes

A Spontin, en juillet 2009, l’IBMR est de qualité médiocre. En effet, malgré que le recouvrement soit très important, le nombre d’espèces rencontrées est faible (5). Deux espèces dominent et recouvrent plus de 80% de la station (tableau 3.4.5) :

- le bryophyte Fontinalis antipyretica, espèce commune adaptée aux conditions du milieu (eau peu profonde, vive et oxygénée, dépourvue de ripisylve), colonise en touffes plus ou moins étendues une grande partie de la station (50 %) ;

- l’hydrophyte Ranunculus fluitans installé plus ponctuellement mais sur de plus larges zones (30 %) (figure 3.4.5).

Figure 3.4.5 – a) Le bryophyte Fontinalis antipyretica. Sources : © Willow Moss, www.aquamoss.net et www.visoflora.com et b) l’hydrophyte Ranunculus fluitans. Sources : Sturm & Sturm, 1796 (http://caliban.mpipz.mpg.de/sturm/flora/high/Sturm05058.JPG) et www.flickriver.com.

http://www.aquamoss.net/

http://www.visoflora.com/

http://caliban.mpipz.mpg.de/sturm/flora/high/Sturm05058.JPG

http://www.flickriver.com/

104

Tableau 3.4.5 : Relevé des macrophytes présents sur la station du Bocq à Spontin-Sainte-Catherine en juillet 2009 et IBMR

Taxons Recouvrement (%) Coef. Spé. (/20) Sténoécie (/3)

Ranunculus fluitans 30 10 2


Fontinalis antipyretica 50 10 1

Vaucheria sp. 5 4 1

Lemna minor 1 10 1

Moyenne 8,4 1,4

IBMR (/20) 8,75

Classe SPW

En juillet 2013, l’IBMR n’a pas évolué, il reste de qualité médiocre. A nouveau, malgré le recouvrement important, le nombre d’espèces recensées reste faible et a même diminué depuis 2009 (5 vs. 3). 80% du recouvrement est représenté par deux espèces (figure 3.4.6) :

- l’hydrophyte Ranunculus fluitans installé de façon plus globale, recouvrant de larges zones (55%).

- la Xanthophycée Vaucheria sp., espèce d’algue filamenteuse caractéristique des milieux eutrophes, colonisant en coussinets soyeux sur le fond et à la surface des blocs présents dans la station (25%).

Figure 3.4.6 : La Xanthophycée Vaucheria sp. Sources : www.mikroscopia.com, loupe bino x0.7obj x10oc

Les plantes observées à Spontin en 2009 et en 2013 sont méso-eutrophes (coefficient spécifique moyen de 8,2/20) et communes (coefficient de sténoécie moyen de 1,35/3) (tableau 3.4.5).

Selon le système de référence provisoirement arrêté par le DEMNA au 20/04/2007 en Région wallonne pour la masse d’eau du Bocq, la station est classée en bonne qualité.

http://www.mikroscopia.com/

105

Relevé des macrophytes présents sur la station du Bocq à Sainte-Catherine en juillet 2013 et IBMR

Macroinvertébrés

Avant travaux

En 2009, la faible diversité en habitats a contraint d’échantillonner jusqu’à 5 fois le substrat le plus représenté de la station, la surface bétonnée (74%). Celui-ci étant de très faible habitabilité, les macroinvertébrés y sont peu denses et faiblement diversifiés. C’est le substrat bryophyte qui est le plus densément peuplé avec 6.920 ind./m² mais c’est dans les sédiments fins que la diversité spécifique est la plus élevée (24 taxons/27). En 2013, les prélèvements sont majoritairement axés sur les blocs et les hydrophytes, les deux substrats les plus représentés après la surface dure. La plus grande densité est enregistrée au niveau des hydrophytes (11.170 ind./m²) avec une augmentation de 6.730 individus par rapport à 2009 et c’est dans les débris organiques grossiers que l’on observe la plus grande diversité spécifique avec 22 espèces différentes (/26) (tableau 3.4.6)

Tableau 3.4.6 : Effort d'échantillonnage pour chaque microhabitat en 2009 et en 2013 à Spontin Ste Catherine

Substrats Nb. surbers Nb. individus Nb. taxons Densité (i / m²)

2009 2013 2009 2013 2009 2013 2009 2013

Surface dure 5 1 696 24 18 11 2784 480 - 2.304

Algues / 1 / 180 / 13 / 3.600 /

Graviers 2 / 478 / 24 / 4.780 / /

Blocs / 3 / 33 / 9 / 220 /

Galets / 2 / 51 / 12 / 510 /

Débris organiques grossiers / 1 / 131 / 22 / 2.620 /

Hydrophytes 3 4 666 2.234 23 14 4.440 11.170 + 6.730

Bryophytes 2 / 692 / 21 / 6.920 / /

Total 12 12 2.535 2.653 27 26 4.225 4.428

Le tableau 3.4.7 reprend les indices biotiques calculés à partir des listes faunistiques en annexes 3.16 et 3.17.

Après travaux Tous les paramètres sont en augmentation en 2013 à l’exception des indices de Shannon et d’équitabilité. Plus précisément, l’IBGN gagne un point et classe désormais la station en bonne qualité biologique à la limite de la classe inférieure car le peuplement d’invertébrés, très dense, est relativement peu diversifié (26 taxons). Le groupe faunistique indicateur est en revanche bon (6/9) ce qui témoigne d’une qualité physico-chimique de l’eau peu altérée. L’IBGN est plus robuste en 2013 qu’en 2009 (+8%) et surestime donc moins la qualité biologique du milieu. Comme mentionné précédemment, les indices de Shannon et d’équitabilité sont tous deux en recul en raison de la dominance plus que flagrante des diptères Simuliini cette année au sein de la station. C’est pourquoi ces deux indices ont été recalculés sans prendre en compte les diptères Simuliidae et les résultats témoignent d’une communauté de macroinvertébrés plus diversifiée et équilibré. Enfin, la création d’une rampe rugueuse semble avoir amélioré les indices de qualité de l’eau (+23%) et de l’habitat (+8%) impactant positivement la valeur du Cb2 qui passe de moyen à bon.

Taxons Recouvrement (%) Coef. Spé. (/20) Sténoécie (/3)

Ranunculus fluitans 55 10 2

Fontinalis antipyretica 2 10 1

Vaucheria sp. 25 4 1

Moyenne 8 1,3

IBMR (/20) 8,59

Classe SPW

106

En ce qui concerne le coefficient morphodynamique, il augmente sensiblement de 7% par rapport à 2009. Avant la diversification du lit mineur, il était de 11,42/20 qualifiant l’habitabilité de la station de qualité médiocre en raison de la faible diversité en habitats et des capacités peu biogènes de l’habitat dominant (surface dure). En 2013, ce coefficient passe à 13,84/20 grâce à la création de 6 nouveaux microhabitats suite aux travaux de 2011. Malgré tout, « m » reste faible, c’est la valeur du couple substrat*vitesse de l’habitat dominant (surface dure) qui influence le résultat final, avec une valeur de 0. Tableau 3.4.7 : Comparaison des indices obtenus pour la station du Bocq à Sainte-Catherine, le 27/07/2009 et le 02/07/2013

Bocq à Spontin Vivaqua

2009 2013 2009 vs. 2013

Richesse numérique (Q) 2532 2653 + 118

Richesse taxonomique (S) 24 26 - 1

Groupe faunistique indicateur (/9) Lepidostomatidae & Sericostomatidae (6)

Lepidostomatidae & Sericostomatidae (6)

/

IBGN (/20) 12 13 + 0

Robustesse (/20) 10 11 - 1

Indice de Shannon (H’/1) 1,07 0,52 - 0,41

Indice d’équitabilité (J’/1) 0,77 0,37 - 0,28

Qualité physico-chimique (ln/10) 6,29 8,15 + 0,75

Qualité de l’habitat (lv/10) 5,28 5,72 - 0,18

Cb2 (ln+lv/20) 11,57 13,87 + 0,87

Coef. morphodynamique (/20) 11,42 13,84 + 3,84

Au sein de la station Sainte-Catherine, ce sont les Diptères et certains Éphéméroptères communs (Baetis sp. et Ephemerella) qui sont les plus représentés, au détriment d’autres taxons plus sensibles comme les Trichoptères, les Coléoptères et les Odonates qui tendent même à disparaître en 2013. Les Crustacés, notamment les Gammaridae, pourtant très communs dans les rivières calcaires wallonnes, sont ici peu représentés car ils ne disposent pas de substrats appropriés (litières, chevelus racinaires…) (

Tableau 3.4.8 + figure 3.4.7).

Tableau 3.4.8 : Rapport en pourcents des taxons représentés en 2009 et en 2013 à Spontin (Vivaqua). En gras : taxons dominants.

2009 2013 2009 vs. 2013

HYDRACARIENS 0% 0,98% + 0,98%

Annélides OLIGOCHETES 4,6% 3,28% - 1,32%

ACHETES 0,8% 0,45% - 0,35%

Mollusques GASTEROPODES 4,7% 0,91% - 3,78%

BIVALVES 0,7% 0,49% - 0,21%

Crustacés AMPHIPODES 6,2% 0,08% - 6,12%

ISOPODES 0,04% 0% - 0,04%

CONCHOSTRACES 0% 0,15% + 0,15%

Insectes EPHEMEROPTERES 39,3% 7,35% - 31,95%

ODONATES 0,04% 0% - 0,04%

COLEOPTERES 4,8% 0,19% - 4,61%

TRICHOPTERES 3,2% 2,49% - 0,71%

DIPTERES

35,6% 83,64% + 48,04%

107

Figure 3.4.7 : Représentations graphiques du pourcentage de taxons de macroinvertébrés en 2009 à Spontin Vivaqua.

Enfin, l’analyse des macroinvertébrés de la station de Spontin est complétée par l’étude des 8 TBEP, lesquels seront comparés entre l’état initial en 2009 et l’état en 2013, c’est-à-dire deux ans après les travaux de restauration (annexes 3.18 et 3.19). En 2009, la détermination était suffisamment poussée pour conserver tous les effectifs, par contre, en 2013, les oligochètes et les Gammaridae ont été retirés de l’inventaire par manque de précision dans la détermination. Ils n’interviendront donc pas dans les calculs finaux des TBEP pour cette année-là. Malgré la perte d’informations résultant de cette suppression, les résultats obtenus montrent quand même l’état général des traits des macroinvertébrés recensés à Spontin lors de l’état initial et de la deuxième année de suivi. Les graphiques obtenus sont repris en annexe 10 et commentés brièvement dans les paragraphes qui suivent. En 2009, près de 74% de la population est représentée par 4 familles : Baetidae (23,5%), Ephemerellidae (15,9%), Chironomidae (22,7%) et Simuliidae (12,2%). Ainsi, la majorité des traits sont déterminés sur base de celles-ci. En d’autres termes, les caractéristiques qu’on y retrouve sont les suivantes : (1) espèces à stratégie de reproduction r, adaptées aux milieux perturbés : cycle de vie court, plusieurs générations par an, (2) espèces essentiellement rencontrées dans le chenal de la rivières fixées sur les macrophytes et les blocs afin de se protéger du courant étant donné qu’il s’agit d’espèces plutôt caractéristiques de milieux lents à moyens (< 25 à 50 cm/s) et (3) espèces caractéristiques de milieux oligo-mésotrophes et d’une eau modérément polluée à teneur élevée en oxygène dissous (espèce β – mésosaprobe). Ces espèces se distinguent entre elles par leurs modes de nutrition : espèce filtreuse pour les Simuliini ; mangeuse de sédiments fins pour les Chironomini et broyeuse/racleuse de substrats pour les Ephemerella sp.. et Baetis sp.. En 2013, les TBEP sont encore moins représentatifs de la population étant donné que près de 84% des effectifs sont représentés par trois espèces dont une dominante : les diptères Simuliini de la famille des Simuliidae (75%), les diptères Chironimini de la famille des Chironomidae (5%) et les éphémères Ephemerella de la famille des Ephemerellidae (4%). La hausse spectaculaire des Simuliidae (+63,3%) suite au développement des renoncules (Ranunculus fluitans) au sein de la station se fait ressentir au niveau des TBEP : augmentation de 6,3% du mode d’alimentation « filtreurs », typique de ces diptères qui « filtrent » les sédiments fins (et les substances associées) capturés et amassés au sein des végétaux aquatiques. De par ce mode de nutrition, les Simuliini sont plutôt spécifiques de conditions méso-eutrophes (+ 7% par rapport à 2009) (figure 3.4.7).

108


Avant travaux

En 2011, les 61 individus sont répartis en deux espèces : la truite fario (Salmo trutta fario) et le chabot (Cottus gobio). En 2013, une diversité plus importante est enregistrée (6 espèces au total). Le chabot vient en tête avec 357 individus suivi du saumon (Salmo salar), 14 individus et de la truite fario (Salmo trutta fario), 12 individus. Les trois dernières espèces, à savoir la loche franche, le goujon et le vairon représentent seulement 23% des effectifs (tableau 3.4.9)

Tableau 3.4.9 : Inventaire ichtyologique du Bocq à Spontin (Vivaqua) et IBIP en 2011

Poissons Avant travaux 05/05/2011

Espèces

Chabot 59

Truite fario 2

Nbre d’espèces 2

Nbre de poissons capturés 61

Biomasse (kg/ha) 5,6

IBIP (/30) 19

Après travaux

Une pêche électrique a été réalisée à la station de Spontin Vivaqua sur le Bocq le 11/07/2013 par temps nuageux et avec un régime hydrologique normal. Le matériel utilisé était un Dream Héron. 2 passages successifs ont été faits à l’aide de 4 épuisettes et de 2 bassines. La longueur prospectée était de 150 mètres sur une largeur de 7 mètres avec une profondeur moyenne de 0,5 mètre et un maximum de 0,8 mètre. L’ensemble des poissons pris ont été identifiés, pesés et mesurés, les plus petits poissons étaient pesés par lots. Six espèces différentes ont été recensées : la truite fario (Salmo trutta fario), le chabot (Cottus gobio), la loche franche (Nemacheilus barbatulus), le goujon (Gobio gobio), le vairon (Phoxinus phoxinus) et le saumon (Salmo salar). Au total 392 poissons ont été capturés durant la pêche électrique (tableau 3.4.10). L’espèce la plus abondante est le chabot avec 357 individus recensés, ensuite c’est le saumon avec 14 individus et puis la truite fario avec 12 individus. Les autres espèces pêchées sont en nombre très réduit.

Tableau 3.4.10 : Nombre d’individus capturés, taille et poids des poissons selon leur espèce à Spontin Vivaqua au 11/07/2013

Espèces Nombre d'individus Longueur (mm)* Poids (g)**

Vairon 2 77-86 10

Chabot 357 20-144 2146

Loche franche 6 85-113 52

Truite fario 12 210-457 5638

Saumon 14 46-191 421,5

Goujon 1 136 27

Total 392 8294,5

*: taille du plus petit individu - taille du plus grand.

**: poids total de tous les individus.

109

Les poissons de plus grande taille sont la truite fario avec un individu de 457 mm de long et le saumon. Dans le cas de la truite fario, aucun alevin ou juvénile n’a été capturé tandis que pour le saumon le cas est inverse avec présence d’alevins et de juvéniles mais pas d’adulte. La biomasse la plus importante est celle des 14 truites fario avec un total de 5638 g, ensuite viennent les chabots avec 2146 g puis celle des saumons avec 421,5 g. La biomasse totale est de 8294,5 g.

Tableau 3.4.11 : Inventaire ichtyologique à la station de Spontin Vivaqua au 11/07/2013

Les probabilités de capture sont assez bonnes dans l’ensemble (tableau 3.4.11). Cependant, elle s’avère faible pour le chabot (28%). Pour le vairon elle est nulle étant donné que le nombre d’individus pris est identique pour les 2 passages. Elle est négative pour la loche le nombre d’individus pris lors du 2

ème passage étant supérieur à celui du 1

er. Les faibles probabilités de capture peuvent s’expliquer

par la taille réduite du chabot, de la loche et du vairon ainsi qu’à la mauvaise visibilité dans l’eau due à la turbidité. Le nombre d’individus estimés est dès lors très semblable à celui capturés.

L’indice IBIP est de 21 ce qui montre une qualité moyenne de la station. La diversité spécifique est de 6 et de ce fait le score obtenu en richesse spécifique est moyen (tableau 3.4.12). Néanmoins, la qualité de l’eau est maximale avec une note de 10/10, cela est dû au nombre très élevé de chabots et au pourcentage important d’individus polluosensibles. On remarque également une proportion conséquente de pondeurs spécialisés. En dernier lieu, on observe une note de 1 sur 5 pour les classes d’âges de la truite fario, en effet, les individus pêchés avaient tous une taille supérieure à 200 mm ce qui démontre l’absence des stades alevins et juvéniles.

Tableau 3.4.12 : IBIP de la station de Spontin Vivaqua sur le Bocq le 11/07/2013

Nom de la rivière Le Bocq

Nom de la station Spontin Vivaqua


Nb de passages 2



Biomasse (kg) 8,29



Nb espèces natives 2

Nb espèces benthiques 3



Rapport Nb Chabot/(Nb Loche + Chabot) 5

superficie = 1050 m² Passage Probabilité Nombre d'ind. Nombre d'ind. par ha

Famille Espèce 1 2 de capture estimés Observé Estimé

Cyprinidés Vairon 1 1

Cottidés Chabot 207 150 28%

Cobitidés Loche franche 1 5

Salmonidés Truite fario 11 1 91% 12 114 114

Salmonidés Saumon 11 3 73% 15 133 143

Cyprinidés Goujon 1 0 100% 1 10 10

Total 232 160

110




IBIP (/30) 21

Sur les 6 espèces recensées 5 sont rhéophiles et une indifférente : le goujon (tableau 3.4.13). Aucune n’est limnophile.

Tableau 3.4.13 : Rapport entre espèces rhéophiles et limnophiles à la station de Spontin Vivaqua au 11/07/2013


Espèces indifférentes

Nbre d'espèces 5 0 1

Nbre d'individus 391 0 1

Poucentage ind 99,74 % 0 % 0,26 %

Entre 2011 et 2013, la biomasse totale capturée montre une hausse spectaculaire de 93%. Les aménagements ont eu un effet bénéfique sur la diversité et la densité en espèces dans le Bocq à Spontin. Cette amélioration se traduit par une augmentation de 2 points sur 30 de l’IBIP final, classant la station en bonne qualité.


Les aménagements de diversification du lit mineur de la cunette en béton de la station de Vivaqua ont bel et bien amélioré son attractivité mais, malgré tout, l’IAM reste faible par rapport à l’IAM de référence estimé pour ce type de station.

Par rapport à 2009, tous les paramètres relevés en 2013 sont en augmentation. La création d’une rampe rugueuse a permis de diversifier le nombre de substrats et de faire varier les hauteurs d’eau. En effet, la fixation de blocs et l’injection de galets ont permis de (1) réduire la surface de la dalle en béton et de (2) servir de support pour le développement d’hydrophytes. Les profondeurs se sont diversifiées avec la création de deux classes : 0 – 5 cm (4%) et 21 – 70 cm (90,4%). Les lames d'eau qui passent sur les blocs sont d'une hauteur assez réduite tandis qu’entre les blocs, la profondeur est importante suite à la création de seuils. En ce qui concerne le paramètre « vitesse », les aménagements ont influencé positivement la répartition des différentes classes de vitesse, au nombre de 4. La classe 81 - 150 cm/s diminue de 21,8 % au profit de la classe 0 - 10 cm/s, + 1,4 % ; de la classe 11 - 40 cm/s, + 13,7 % et de la classe 41 - 80 cm/s, + 6,8 %.

Ainsi, en réponse à tous ces changements, l’IAM a augmenté de 25% en 2013 par rapport à l’état initial, en 2009. Malgré tout, sa valeur reste faible mais, avec un aménagement de niveau d’ambition restreint au lit mineur, les effets sont déjà limités et on ne peut probablement pas s’attendre à de meilleurs résultats, sauf dans le cas d’une recolonisation du site par les substrats végétaux.

Enfin, si on compare les résultats de 2013 avec ceux de 2012, tous les paramètres ont augmenté à l’exception de la diversité en profondeur et en vitesse de courant (-48% et -5%, respectivement). Ces diminutions s’expliquent uniquement par le fait que, lors des mesures en 2013, le débit était plus important que l’année précédente (0,96 vs. 1,50 m³/s) augmentant considérablement la hauteur d’eau et la vitesse. Ainsi, près de 90% des hauteurs d’eau en 2013 représentaient une seule classe, celle comprise entre 21 et 70 cm (contre 72% en 2012) et les deux premières classes de vitesse perdent 26,5% en termes de représentativité. En contrepartie, l’IAM a augmenté de 11% grâce à une meilleure attractivité des substrats présents dans la station en 2013 (tableau 3.4.14).

111

Tableau 3.4.14 : Résultats de l'indice IAM pour la station de Vivaqua en 2009 (état initial), en 2012 (1ère année de suivi) et en 2013 (2ème année de suivi) (Q = 0,87, 0,96 et 1,50 m³/s en 2011, 2012 et 2013 respectivement) et comparaisons de ceux-ci entre les trois années.

2009 2012 2013

Paramètres Substrat Hauteur Vitesse Substrat Hauteur Vitesse Substrat Hauteur Vitesse

Diversité

Variété 4 1 4 6 3 4 6 3 4

Diversité (Div.) 0,26 0,00 0,43 0,51 0,32 0,46 1,13 0,17 0,44

Div. Optimale 0,60 0,00 0,60 0,78 0,48 0,60 0,78 0,48 0,60

Div. Maximale 1,20 0,70 0,70 1,20 0,70 0,70 1,20 0,70 0,70

Régularité 0,44 / 0,72 0,66 0,67 0,76 1,45 0,35 0,72

IAM

Attractivité 21,46 20,48 33,44

Variété pôle max. 16 72 72

IAM 343 1475 2408

IAM de référence 8259 8259 8259

Rapport IAM 4 18 29

Conclusion L’objectif principal de la diversification de la cunette bétonnée est de rendre le lit mineur de la rivière le plus hétérogène possible par l’ajout de structures de restauration comme des blocs, des déflecteurs et généralement des galets qui favorisent les zones de frayère pour les truites (Muotka et al., 2002). A Spontin, la mise en place de ces structures a effectivement amélioré les indices physiques de la station : l’attractivité et l’hétérogénéité augmentent. La réponse biologique à ce type d’aménagement est souvent limitée aux populations de poissons. En effet, les poissons répondent plus fortement aux modifications hydro-géomorphologiques alors que les invertébrés sont plus directement corrélés à des modifications des micro-habitats (« microscale ») comme la composition en sédiments, la présence d’habitats clés (débris ligneux ou graviers) ou la composition de la zone hyporhéique (Haase et al., 2013). Maddock (1999) décrit la relation entre les mesures de restauration et l’amélioration de l’habitat des poissons avec l’échelle spatiale. L’échelle du microhabitat et du macrohabitat ont été sélectionné étant donné qu’il s’agit des deux niveaux d’interventions des aménagements réalisés à Spontin. L’augmentation de la biomasse capturée et de la diversité spécifique en poissons est en adéquation avec les résultats obtenus alors que les peuplements de macroinvertébrés ne montrent que très peu de changements.

Echelle spatiale Mesures de la restauration Amélioration de l’habitat piscicole

Microhabitat : ex : zones à

substrats, à profondeurs d’eau et à vitesses de courant variables dans le chenal de la rivière

Installation de structures simples de manière à diversifier les substrats et les vitesses de courant (ex : blocs, souches d’arbres, pilotis, épis)

Amélioration des conditions nécessaires aux étapes spécifiques du cycle de vie des espèces fluviales (ex : zones de frai, substrats ou refuges larvaires pour les salmonidés et les cyprinidés rhéophiles)

Macrohabitat : ex : alternance

de seuils et de mouilles dans le chenal de la rivière

Installation d’une série d’épis, initiation des séquences seuils-mouilles et amélioration des berges de la rivière

Création d’un ensemble de conditions idéales pour la réalisation du cycle de vie complet de la truite brune (Salmo trutta) mais également pour l’intégrité

de la communauté piscicole

D’après Maddock 1999

Les indices physiques et biologiques évoluent positivement excepté l’équitabilité qui reflète la dominance de larves et de nymphes de simulides (Diptères, Simuliidae). Ces diptères présentent des formes pré-imaginales aquatiques dont les conditions nécessaires à leur développement sont réunies au sein de cette station : rivière à courant rapide et à bonne oxygénation (caractère lotique) ; présence de pierres ou de végétations aquatiques où ils peuvent se fixer et d’une eau minéralisée chargée en matières organiques étant donné qu’il s’agit d’organismes filtreurs de particules fines (< 1 mm). Ces insectes sont également généralement abondants là où les perturbations liées aux variations de courant sont les plus élevées. Justement, la pose de seuils en enrochements à Spontin a créé des

112

« cascades » où les turbulences sont importantes (Maddock, 1999). Ils colonisent cet environnement extrême pour deux raisons : la quasi inexistence de prédation et de compétition étant donné que la plupart des autres organismes ne tolèrent pas les perturbations liés à l’écoulement (Malmqvist et al., 1999). Les simulides peuvent agréger à de très hautes densités de manière ponctuelle dans la rivière et représenter jusqu’à 90% de l’ensemble de la biomasse des invertébrés aquatiques, de tel manière que le nombre annuel de simulies adultes émergeant des rivières peut atteindre un niveau exceptionnel (Bernotiene, 2013). Le pic de simulides au sein d’une rivière a généralement lieu entre les mois de mai et de juillet ((1) dépôt des œufs, (2) éclosion en larves, (3) développement en pupes) en relation avec la période de croissance des renoncules flottantes. La quantité abondante récoltée le 2 juillet 2013 à Spontin est donc en adéquation avec ces observations.

113

3.4.2 Bocq à Emptinal

3.4.2.1 Contexte local et description du site

Le Bocq à Emptinal correspond à la partie intermédiaire du cours d’eau (bassin versant de l’ordre de 50 km²) caractérisée par une pente moyenne de 2,2 ‰ et une puissance spécifique de l’ordre de 21 W/m², soit un cours d’eau de faible énergie. A Emptinale, il est traversé par la route nationale RN921 construite sur d’important remblais. Son passage sous cette route se fait au travers d’un pertuis. Par ailleurs, son tracé en amont de ce pertuis est tout à fait rectiligne sur une longueur d’environ 150 m, avec des faciès d’écoulement peu diversifiés et un envasement important.

Dans le cadre du projet Walphy, nous avons eu l’opportunité de réaliser des aménagements de deux niveaux d’ambitions différents :

- un premier niveau correspondant à des aménagements localisés d’éléments d’habitats dans la traversée du pertuis, soit dans un contexte ne permetant pas de reméandration. Le pertuis a donc été aménagé de façon à diversifier les écoulements par la pose de blocs et de galets sur son fond ;

- un second niveau vise une restauration plus fonctionnelle avec la création de deux méandres. L’aménagement de ce secteur amont est complété par l’ajout de supports de type « cache » tels que des blocs, des galets et des supports ligneux disposés tout le long de la station. Dès lors, ces substrats joueront un rôle important dans l’attractivité de la station. Les opérations de suivi, démarrées en juillet 2011 par la caractérisation de l’état intial, se réalisent uniquement sur ce secteur reméandré d’une longueur totale de 90 m et d’une largeur moyenne en eau de 4,4 m (entre les pieds de berge). Un relevé « après travaux » a été effectué en mai 2013 pour une situation de débit similaire (basses eaux) (figure 3.4.8).

Zone reméandrée

114

Figure 3.4.8 : En haut localisation et zone reméandrée ; en bas à gauche : vue d’ensemble de la station à la fin des travaux en septembre 2011 et à droite : photo prise en 2013, montrant le 1er méandre aval et ses berges re-végétalisées.

Cartographie et microhabitats

Pour rappel, à Emptinal, les levés de terrain se sont déroulés le 27 mai 2013 en période de basses eaux (Q = 1,44 m/s³, à la station limnimétrique de Spontin). L’objectif étant de mettre en évidence l’efficacité de la création de deux méandres sur l’attractivité de la station, les cartographies obtenues en 2013 seront comparées à celles réalisées le 4 juillet 2011, avant la restauration (Q = 0,9 m/s³).

La reméandration semble avoir eu un impact positif sur l’hétérogénéisation des substrats à Emptinal. En effet, par rapport à 2011, la vase ne domine plus à 80% mais fait partie désormais des 3 substrats dominants de la station. La perte de superficie de la vase en 2013 est due à deux phénomènes : (1) le terrassement nécessaire du lit mineur pour la création des méandres et (2) l’augmentation des vitesses de courant suite aux travaux. En effet, le terrassement a mis « a découvert » le type de sol présent dans la région d’Emptinal et d’après la carte numérique des sols de Wallonie (CNSW)

7, à cet

endroit, ils sont limoneux, d’où la dominance en 2013, de ce type de substrat. Quant aux vitesses de courant, la classe 25 – 75 cm/s a gagné 17,6% par rapport à 2011 (tableau 3.4.15).

De plus, en 2013, la perte de deux substrats (sables et débris organiques grossiers) est compensée par la mise en place de zones à galets au sein du la station. De bonne habitabilité, ceux-ci constituent des zones à frayères pour les salmonidés mais également des abris et/ou des caches pour de nombreux macroinvertébrés.

7 Créée en 2002, la carte numérique des sols de Wallonie est disponible en ligne à l’adresse suivante : http://cartopro3.wallonie.be/CIGALE/viewer.htm?APPNAME=CNSW. Propriétaire : Région Wallonne.

http://cartopro3.wallonie.be/CIGALE/viewer.htm?APPNAME=CNSW

115

Tableau 3.4.15 : Comparaison des proportions de recouvrement des substrats (en %) à Emptinal en juillet 2011 et en mai 2013. En gras : les substrats dominants.

Emptinal

2011 2013

Vases : sédiments fins (< 0,002 mm) avec débris organiques fins 80,4 35,5

Limons (0,002 à 0,050 mm) 9,5 38,3

Sables (0,050 à 2 mm) 6,9 /

Galets (25 à 250 mm) / 16,4

Blocs (> 250 mm) 1,7 5,1

Chevelus racinaires 0,5 4,0

Débris organiques grossiers 0,3 /

Spermaphytes émergents (hélophytes) 0,7 0,8

La comparaison des tableaux de microhabitats témoigne d’une augmentation de ceux-ci en 2013 (12 à 19) (tableau 3.4.16). De nouvelles niches écologiques sont ainsi créées accroissant la capacité biogène de la rivière et par conséquent, la diversité et le développement des organismes qui y règnent.

La mise en place de tous ces changements a une incidence sur les faciès d’écoulement, témoins également d’une amélioration de la capacité d’accueil du Bocq. En effet, le cours d’eau a évolué d’un faciès de courant uniforme vers une alternance de mouilles, plats-courants et radiers.

Malgré tout, le coefficient morphodynamique « m » n’augmente pas entre 2011 et 2013. Au contraire, il a même diminué de 1,35 % (12,2 à 11,93/20). L’explication réside dans le fait que (1) l’habitat dominant est passé de la vase en 2011 au limon en 2013, d’habitabilité moindre (3 vs. 2) et que (2) le couple substrat-vitesse de l’habitat dominant (H) est plus faible qu’en 2011 (9 vs. 6).

Enfin, afin de mieux visualiser les changements opérés avant et après travaux sur l’ensemble de la station, les cartes des microhabitats sont reprises en figure 3.4.9 et en annexes 3.20 et 3.21.

Tableau 3.4.16 : Rapport substrats / vitesses et pourcentage de superficie des microhabitats de la station à Emptinal le 4 juillet 2011 (état initial, en haut) et le 27 mai 2013 (1ère année de suivi après les travaux, en bas).

116

Figure 3.4.9 : Cartes des microhabitats de la station d’Emptinal. A gauche : en 2011, avant les travaux de restauration et à droite : en 2013, après l’opération de reméandration.

Indice tronçon

Lors de l’évaluation de l’état initial de la station, le calcul de l’indice n’a pas été effectué. C’est donc sur base des données récoltées pour la mesure de l’IAM et pour la réalisation des cartographies qu’il a pu être calculé. Seuls les renseignements sur les caches et sur le niveau d’érosion/sédimentation du lit et des berges sont manquants ce qui empêche de compléter le score final de cet indice physique. Il faut donc nuancer l’interprétation des résultats obtenus.

Ainsi, sur base du tableau 3.4.17, on peut mettre en évidence que l’hétérogénéité et l’attractivité de la station en 2011 sont toutes deux qualifiés de très mauvaises. Ces maigres scores s’expliquent par (1) la présence de plus de 80% de vase le long de la station, (2) la quasi inexistence de zones à frayères et (3) le manque d’informations sur la présence ou non de caches dans la station lors de l’évaluation de l’état initial. La connectivité est très bonne en raison de la semi-fonctionnalité du lit mineur. En effet, en période de grandes eaux, le Bocq à Emptinal peut sortir de son lit et envahir la plaine et créer ainsi une zone inondable où diverses espèces peuvent s’y reproduire.

Après les aménagements, la qualité physique a augmenté de 18,9% passant d’une qualité médiocre à très bonne. La station gagne en attractivité, presqu’exclusivement grâce à la présence de nombreuses caches en sous-berges et aux niveaux des blocs et des supports ligneux. La présence d’un type de frayère supplémentaire a également influencé positivement le score final (galets stables (GAL)). Le score d’hétérogénéité montre, lui aussi, une nette augmentation due à la diversification des faciès d’écoulement, la création d’une nouvelle classe de vitesse et à l’augmentation du nombre de substrats dominants (1 vs. 3) suite à la création des méandres et à l’ajout de supports.

117

Tableau 3.4.17 : Résultats de la méthode tronçon pour la station à Emptinal en 2011 (état initial) et en 2013 (1ème année de suivi) (Q = inconnu et 1,44 m³/s en 2011 et 2013 respectivement)

Date Linéaire (m)

Score hétérog. /111

Cla

sse

Score attract. /90

Cla

sse

Score connect. /130

Cla

sse

Score stabilité -60 / 40

Cla

sse

Coef stab 0,75/ 1,25

Qualité physique /30600

Cla

sse

2011 70 9 E 10 E 93 A 5 Equilibre 0,85 1.502 C

17/8/2013 121 38 C 42 B 107 A 5 Équilibre 0,85 7.276 A

3.4.2.2 Qualité physico-chimique de l’eau

En règle générale, à Emptinal, l’eau du Bocq possède une bonne oxygénation, un pH alcalin et une conductivité moyenne. La quantité de matières en suspension triple entre 2009 et 2013 mais reste malgré tout faible, les eaux étant relativement claires lors des prélèvements. Cette différence s’explique notamment par l’écart de débit enregistré lors des prélèvements d’eau. En effet, cette année, le débit était globalement plus élevé en raison de fortes périodes de pluies qui ont précédé l’échantillonnage (Tableau 3.4.4 ). Tableau 3.4.18 – Résultats du S.E.Q. – Eau pour Emptinal en 2011 et 2013.

Emptinal

2011 2013


Conductivité (µs/cm) 488,3 510

pH 8,02 8,33

Oxygène dissous (% saturation) 99,1 100

Oxygène dissous (mgO2/l) 9,92 10,12

MES (mg/l) 5,4 15,25

Azote ammoniacal (mg N-NH4/l) 0,102 0,097

Nitrates (mg N-NO3/l) 3,65 4,69

Nitrites (mg N-NH2/l) 0,039 0,061

Phosphore total (mg P/l) 0,073 0,088

Phosphates (mg P-PO4/l) 0,016 0,056


Macrophytes

En 2011, à Emptinal, aucune espèce aquatique n’a été recensée sur le secteur prospecté ; dès lors, l’indice macrophytique n’a pas pu être calculé et il est donc impossible de mettre en évidence une quelconque évolution avec 2013. Malgré tout, en juin de cette année, une espèce de macrophytes a été recensée, il s’agit de la chlorophyte Cladophora glomerata, rencontrée de manière ponctuelle au niveau d’une zone à courant rapide en surface d’un bloc. Sa seule présence impacte considérablement l’IBMR, qui est de mauvaise qualité (6/20) (tableau 3.4.19 – figure 3.4.10).

C’est probablement le 1er

stade de recolonisation, on peut s’attendre à ce que d’autres macrophytes s’installent dans le secteur après travaux.

118

Figure 3.4.10 : La chlorophyte Cladophora glomerata. Sources : a) © Nasz Baltyk, http://www.naszbaltyk.pl/fitobentos.htmlet b) © Dr. Ralf Wagner, 2008 (http://www.dr-ralf-wagner.de/Gruenalgen-englisch.html).

Tableau 3.4.19 : Relevé des macrophytes présents sur la station du Bocq à Emptinal en juin 2013 et IBMR.

Par son coefficient spécifique de 6/20 et son coefficient de sténoécie de 1/3, Cladophora glomerata est une plante méso-eutrophe à eutrophe et très communément rencontrée dans nos rivières (espèce euryèce).

Enfin, selon le système de référence provisoirement arrêté par le DEMNA au 20/04/2007 en Région wallonne pour la masse d’eau du Bocq, la station est classée en qualité médiocre.

Végétations des berges

Les berges de la station de Emptinal sont essentiellement naturelles excepté dans la traversée du pertuis sous la Nationale 921 sur environ 50 m ainsi qu’en berge droite sur les premiers mètres en amont du pertuis qui est constituée par un versant boisé longeant la route. La rive gauche longe une zone de pâtures clôturées.

Les principales espèces observées avant travaux en rive droite sont parmi les ligneux :

Le frêne – Fraxinus excelsior L’aulne – Alnus glutinosa L’aubépine – Crataegus monogyna Le noisetier – Corylus avellana Les saules – Salix spp Le prunellier – Prunus spinosa Le sorbier des oiseleurs – Sorbus aucuparia Le cerisier à grappes – Prunus serotina Le cornouiller sanguin – Cornus sanguinea Il s’agit essentiellement d’espèces plantées lors de la rectification du cours d’eau pour la construction de la Nationale dans les années septante. Parmi les espèces herbacées citons :

Taxon Recouvrement (%) Coeffficient.

Spécifique. (/20) Sténoécie (/3)

Cladophora sp. 0,02 6 1

IBMR (/20) 6

Classe SPW

http://www.dr-ralf-wagner.de/Gruenalgen-englisch.html

119

L’épilobe hérissée – Epilobium hirsutum La reine des prés – Filipendula ulmaria La scrofulaire noueuse – Scrophularia nodosa. Ces espèces sont typiques des bords de cours d’eau. En rive gauche les espèces sont principalement herbacées excepté la présence de quelques aulnes et frênes. Les graminées sont dominantes ainsi que les reines des prés et l’épilobe hirsute. Le gaillet gratteron (Galium aparine) et les orties (Urtica dioica) sont bien représentés. On observe également : La baldingère – Phalaris arundinacea La balsamine des bois – Impatiens noli-tangere La glycérie aquatique – Glyceria maxima

Macroinvertébrés

Avant travaux

En 2011, l’analyse des microhabitats mettait en évidence une dominance des vases et des sédiments fins avec débris organiques (80%). Ainsi, 6 et 2 prélèvements sont respectivement réalisés sur ces deux substrats dominants (en tout, 8/12). D’un point de vue densité, le meilleur résultat est enregistré au niveau des débris organiques avec 4.680 individus par m² mais c’est dans la vase que la population de macroinvertébrés est la plus diversifiée avec près de 12 taxons recensés sur 22 au total.

Après travaux

En 2013, les prélèvements sont mieux répartis entre les trois substrats dominants : 3 surbers pour la vase et les galets et 2 surbers pour le limon. C’est le substrat de type galet qui est le plus densément peuplé avec 11.820 individus par m² et les substrats les plus riches taxonomiquement sont les galets et les supports ligneux (21 taxons/33). Enfin, il est important de remarquer que pour les cinq substrats présents à la fois en 2011 et en 2013, la densité en macroinvertébrés a évolué positivement (tableau 3.4.20 - annexes 3.22 - 3.23).

Tableau 3.4.20 : Effort d'échantillonnage pour chaque microhabitat en 2011 et en 2013 à Emptinal

Substrats Nb. surbers Nb. individus Nb. espèces Densité (i / m²)

2011 2013 2011 2013 2011 2013 2011 2013

Vases 6 3 611 1.100 12 19 2.037 7.333 + 5.296

Galets / 3 / 1.773 / 21 / 11.820 /

Limons / sables 2 2 138 630 10 14 1.380 6.300 + 4.920

Blocs 1 1 21 92 8 14 420 1.840 + 1.420

Débris organiques 1 / 234 / 10 / 4.680 / /

Chevelus racinaires 1 2 56 959 10 21 1.120 9.590 + 8.470

Hélophytes 1 1 87 472 11 15 1.740 9.440 + 7.700

Total 12 12 1.147 5.028 22 33 1.912 8.380

En tout, 22 espèces sont recensées en 2011 contre 33 espèces en 2013. A l’état initial, ce sont les crustacés Gammaridae et les diptères Chironomidae qui sont les plus représentés avec respectivement 274 individus (23,89%) et 526 individus (45,85% des 46,21 %) sur un total de 1.147 individus. Sont également présents des vers Lumbriculidae (62 i.) et Tubificidae (60 i.) soit 10,6 %, des trichoptères Limnephilidae (59 i.) soit 5,1 % ainsi que d’autres groupes moins représentés.

Lors de la première année de suivi, en 2013, ce sont les gastéropodes Hydrobiidae et les crustacés Gammaridae qui dominent la station avec respectivement 2.762 individus (54,93% des 57,72%) et 795 individus (15,82%) sur un total de 5.028 individus. Le développement important des gastéropodes se fait au dépens de celui des diptères qui montrent une baisse de 43,5% par rapport à 2011. Plus

120

précisément, les Chironomidae passent de 526 individus en 2011 à 80 individus en 2013. En ce qui concerne les autres groupes, 6 taxons évoluent positivement en 2013 : les hydracariens (+1,15%), les bivalves (+4,65%), les conchostracés (+0,18%), les éphèmèroptères (+4,73%), les hétéroptères (+0,08%) et les coléoptères (+2,48%) (tableau 3.4.21 – figures 3.4.11- 3.4.12).

Tableau 3.4.21 : Rapports en % des taxons représentés en 2011 et en 2013 à Emptinal. En gras : taxons dominants

Figure 3.4.11 : Prélèvement de macroinvertébrés au filet surber à Emptinal

2011 2013 2011 vs. 2013

HYDRACARIENS 0% 1,15% + 1,15 %

Annélides OLIGOCHETES 10,64% 3,50% - 7,14%

ACHETES 3,05% 0,28% - 2,77%

Mollusques GASTEROPODES 2,79% 57,72% + 54,93%

BIVALVES 1,48% 6,13% + 4,65%

Crustacés AMPHIPODES 23,89% 15,82% - 8,07%

CONCHOSTRACES 0% 0,18% + 0,18%

Insectes EPHEMEROPTERES 3,75% 8,48% + 4,73%

ODONATES 0,17% 0% - 0,17%

LEPIDOPTERES 0,09% 0% - 0,09%

HETEROPTERES 0% 0,08% + 0,08%

MEGALOPTERES 1,83% 0,04% - 1,79%

COLEOPTERES 0,70% 3,18% + 2,48%

TRICHOPTERES 5,14% 0,72% - 4,42%

DIPTERES

46,21% 2,71% - 43,5%

121

Figure 3.4.12 : Représentation graphique du pourcentage de taxons en 2011 en bleu et en 2013 en rouge à Emptinal

Le tableau 3.4.22 reprend les indices biotiques calculés à partir des listes faunistiques (celle de 2013 est consultable en annexes 3.22 – 3.23).

Ainsi, en 2011, la station d’Emptinal est de qualité moyenne avec un IBGN de 9/20 et un GFI de 3 vu la présence de Limnephilidae et d’Ephemerellidae. La robustesse est également très moyenne (9/20). L’indice de Shannon témoigne d’une faible diversité (0,74) et l’indice d’équitabilité (0,55) traduit la dominance de deux groupes, les Gammaridae et les Chironomidae. Les indices de qualité de l’eau (5,6/10) et de l’habitat (4,8/10) sont faibles. Le Cb2 est moyen (10,5/20) tout comme le coefficient morphodynamique (13,9/20). Ceci met donc en évidence une station peu diversifiée (22 taxons) en macroinvertébrés avec une dominance d’espèces ubiquistes, peu sensibles à la qualité du milieu.

Par contre, en 2013, la station est classée en bonne qualité (16/20) et ce, grâce à une richesse numérique et taxonomique élevées. La robustesse augmente de 40% et devient relativement bonne. L’indice de Shannon reste toujours aussi faible (0,76) reflétant une population en macroinvertébrés peu diversifiée et l’indice d’équitabilité (0,50) informe que les effectifs sont concentrés autour de deux groupes, les gastéropodes et les Gammaridae. Suite à la création des méandres, les indices de qualité de l’eau (7,14/10) et de l’habitat (7,26/10) ont tous deux augmenté impactant positivement la valeur du Cb2 qui passe de moyen à bon. Par contre, le coefficient morphodynamique perd 2,26% en 2013 en raison de la mise à nu du limon suite aux travaux de restauration.

Tableau 3.4.22 : Comparaison des indices obtenus pour la station du Bocq à Emptinal, le 11/07/2011 et le 12/06/2013

Bocq à Emptinal

2011 2013 2011 vs. 2013

Richesse numérique (Q) 1147 5024 + 3877

Richesse taxonomique (S) 22 33 + 11

Groupe faunistique indicateur (/9) Limnephilidae &

Ephemerellidae (3) Goeridae (7)

/

IBGN (/20) 9 16 + 7

Robustesse (/20) 9 15 + 6

Indice de Shannon (H’/1) 0,74 0,76 + 0,02

Indice d’équitabilité (J’/1) 0,55 0,50 - 0,05

Qualité physico-chimique (ln/10) 5,6 7,14 + 1,49

Qualité de l’habitat (lv/10) 4,8 7,26 + 2,42

Cb2 (ln+lv/20) 10,5 14,40 + 3,91

Coef. Morphodynamique (/20) 12,2 11,93 - 0,2

122

Afin d’affiner l’analyse de la population de macroinvertébrés à Emptinale, 8 TBEP ont été suivis, déterminés et comparés entre l’état initial en 2011 et l’état en 2013, c’est-à-dire deux ans après la restauration (annexe 3.24). Il est à remarquer que cette approche fonctionnelle du peuplement nécessite une détermination poussée des taxons (famille, sous-famille et/ou tribu) ; or, dans ce cas, les oligochètes et les Gammaridae n’ont pas été déterminés de manière assez approfondie. Dès lors, ils ne seront pas pris en compte lors de la détermination de ces TBEP. De plus, le taxon Suphrodytes de la famille des Dytiscidae n’est pas repris dans la base de données des TBEP d’Ussiglio-Polatera (Tachet el al., 2002) et sera donc également supprimé de l’inventaire. La suppression de ces taxons engendre une perte d’informations mais, malgré tout, les résultats obtenus donnent une idée globale des traits biologiques, écologiques et physiologiques des macroinvertébrés inventoriés à Emptinale lors de ces deux années. Les graphiques obtenus sont repris en annexe 9 et analysés dans les paragraphes qui suivent.

Concernant les traits biologiques, on peut voir premièrement qu’en 2011, les espèces se répartissent entre espèces opportunistes de cycle de vie court mais à plusieurs générations par an et les espèces spécialistes de maximum 1 génération par année et à cycle de vie long (≥ 1 an). Il s’agit respectivement d’espèces à stratégie de reproduction r et K, les premières étant plutôt caractéristiques de milieux fréquemment perturbés et les secondes typiques de milieux stables. En 2013, la tendance tend vers une augmentation des espèces opportunistes (+ 7,4%,). Deuxièmement, en 2011, les régimes alimentaires sont diversifiés et bien répartis entre les différents modes avec une prédominance pour les broyeurs (Gammaridae), les racleurs de substrats (Lymnaeidae) et les mangeurs de sédiments fins (Chironomi et Tanytarsini). En 2013, ce sont les racleurs/brouteurs de substrats (Baetidae et Hydrobiidae) et les broyeurs (Hydrobiidae, Ephemeridae et Ephemerellidae) qui dominent la station aux dépens des mangeurs de sédiments fins qui montrent la plus grande diminution (-10,8%,figure 3.4.13).

En ce qui concerne les trais écologiques, la distribution transversale de 2011 illustre plutôt un caractère assez lentique de la station avec un maximum d’espèces des rives et des chenaux secondaires, de lacs et des étangs. En 2013, une plus grande proportion de taxons occupe les habitats situés dans le chenal (+ 7,1%,3.4.13). Que ce soit en 2011 ou en 2013, la distribution longitudinale des espèces est répartie de manière assez uniforme et étendue entre l’épirithron et le métapotamon.

Quant aux traits physiologiques, on voit que les espèces de 2011 ont une affinité principalement mésotrophe du fait de la présence de Chironomidae, famille généralement indicatrice de qualité d’eau perturbée et riche en matières organiques. Les macroinvertébrés de 2013 évoluent pour leur part vers un peuplement oligotrophe notamment grâce à la présence de bivalves de la famille des Sphaeriidae et d’éphémères de la famille des Baetidae. Enfin, les espèces sensibles et moyennement sensibles à la pollution organique (espèces oligosaprobes et β-mésosaprobes) sont présentes en plus grand nombre en 2013 (+ 1,8% et + 5,7%, respectivement), témoignant d’une amélioration de la qualité de l’eau au sein de la station.

En conclusion, grâce à l’analyse de ces 8 TBEP, on peut mettre en évidence le passage d’une station à caractère lentique, colonisée par des invertébrés mésotrophes caractéristiques de milieu fort envasé et d’une qualité de l’eau moyenne à une station plutôt lotique (alternance de seuils et de mouilles, création de radiers) occupée par des invertébrés oligotrophes typiques d’eau plus claire, bien oxygénée et moins riche en nutriments. Ainsi, la reméandration semble avoir induit des changements spatiaux et temporels de l’habitat modifiant par conséquent les conditions biotiques et abiotiques du milieu qui jouent un rôle important dans l’organisation et la composition des communautés d’invertébrés.

123

Figure 3.4.13 : Variations des TBEP sur la station du Bocq à Emptinale entre 2011 et 2013.

* L’indice de MOOG (ou indice saprobie) caractérise le degré de charge organique des milieux aquatiques : 0 = xénosaprobe (milieu sans charge organique) ; 1 = oligosaprobe (faiblement chargé) ; 2 = béta-mésosaprobe (fortement chargé) ; 3 = alpha-mésosaprobe (fortement pollué) ; 4 = polysaprobe (très fortement pollué). Selon leur sensibilité, les macroinvertébrés se répartissent dans ces différents milieux (espèces sensibles à espèces résistantes) (Hivet, 2006). ** Illies et Botosaneanu (1963) ont classifié les différentes zones d’un cours d’eau en prenant en compte les invertébrés

benthiques. Ils décrivent alors trois zones « universelles » : le crénon (zones des sources), le rhitron (cours supérieur, rapide)

et le potamon (cours inférieur, lent) (Onema et al., 2010).

124

Mesures de distance, de similarité et ACP (Bocq à Spontin Vivaqua et à Emptinal)

L’indice de dissimilarité de Bray-Curtis permet de mettre en évidence quelle station partage le plus de similitudes avec son état initial en terme de composition en espèces. Cet indice prend des valeurs comprises entre 0 (les deux sites ont la même composition ; ils partagent toutes les espèces) et 1 (les deux sites ne partagent aucune espèce) (Bloom S.A., 1981). Dans ce cas, étant donné que la dominance des Hydrobiidae à Emptinal (2013) et des Simuliidae à Spontin (2013) déséquilibrent les populations, l’indice a été recalculé sans prendre en compte ces familles (tableau 3.4.23). Malgré tout, avec ou sans les familles dominantes, il n’y a pas de différences notoires entre les deux stations même si c’est la station d’Emptinal qui montre le plus de différences par rapport à son état initial. Ceci est logique si l’on prend en considération (1) le niveau d’ambition des travaux et (2) le fait que 11 taxons supplémentaires ont été enregistrés en 2013 suite aux aménagements. Néanmoins, le résultats pour Vivaqua est fort proche.

Tableau 3.4.23 : Comparaison des deux stations (état initial versus suivi) : indice de similarité de Bray-Curtis.

Emptinal Spontin (Vivaqua)

2011 2013 2009 2013

Abondance (ind./m²) 1147 5024 2532 2653

Indice de diversité de Shannon 0,74 1,02* 1,07 1

**

Indice de Bray-Curtis 0,66***

0,64****

Indice de Jaccard 0,41 0,48

* sans les Hydrobiidae

** sans les Simuliidae

***sans les Hydrobiidae de 2013, sinon indice de Bray-Curtis de 0,81

****sans les Simuliidae de 2013, sinon indice de Bray-Curtis de 0,78

Ensuite, la mise en relation du cercle des corrélations avec les classifications obtenues sur base du facteur « stations » et « restauration » met en avant que les Hydrobiidae, Gammaridae, Chaoboridae Ephemeridae et les hydracariens sont corrélés avec la station d’Emptinal alors que les Simuliidae et les Baetidae sont plus représentés à Spontin. De plus, il faut souligner que le facteur « restauration » est plus marqué à la station d’Emptinal ce qui étaye à nouveau les indices de similarité calculés ci-dessus (figures 3.4.14 et 3.4.15). Toutefois, une information supplémentaire est mise en évidence. En effet, la station de Spontin semble être plus proche de la station de référence (Senenne) que ne l’est la station d’Emptinal en termes de composition en macroinvertébrés. Cette relation est également confirmée par les indices de similarité (tableau 3.4.24). Ceci s’explique par le fait que les stations d Spontin et Sennene se situent dans la même masse d’eau (MM30R) alors que la station d’Emptinale est dans la masse d’eau amont (MM28R) plus agricole. Tableau 3.4.24 : Comparaison des deux stations avec la station de référence de Senenne : indice de similarité de Bray-Curtis. Sen. = Senenne, Empt. = Emptinale et Spon. = Spontin (Vivaqua)

Sen. vs. Empt. Sen. vs. Spon.

2013 2013 2012 2013

Abondance (ind./m²) 6075 5024 6075 2653

Indice de diversité de Shannon 1,17* 1,02

** 1,17

* 1

***

Indice de Bray-Curtis 0,63****

0,40*****

Indice de Jaccard 0,48 0,65

* sans les Simuliidae, valeur réelle : H’ = 0,72

** sans les Hydrobiidae

*** sans les Simuliidae

****sans les Simuliidae de 2012 (Sen.) et les Hydrobiidae de 2013 (Empt.), sinon indice de

Bray-Curtis de 0,85 *****

sans les Simuliidae de 2012 (Sen.) et de 2013 (Spon.), sinon indice de Bray-Curtis de 0,58

125

Figure 3.4.14 : ACP - Cercle des corrélations des deux premiers axes factoriels sur base du tableau d’abondance en macroinvertébrés de la station d’Emptinal (déterminés jusqu’à la famille – 39

observations x 36 variables). Variance expliquée : 46,1%

Figure 3.4.15 : Classifications des observations (données d’abondance relative en macroinvertébrés, déterminés jusqu’à la famille) en fonction du facteur restauration (à gauche) et du facteur stations (à droite).

0= pas de restauration (état avant travaux) 1= restauration (état après travaux) Empt = Emptinal Spon = Spontin (Vivaqua) Sen = Senenne

d = 2

0

1

d = 2

Empt

Sen Spon

Hydracariens

Lumbricidae

Lumbriculidae

Tubificidae

Erpobdelliidae

Glossiphoniidae Planorbidae

Hydrobiidae

Lymnaeidae

Sphaeridae

Gammaridae

Asellidae

Baetidae

Ephemerellidae

Ephemeridae

Calopterygidae Sialidae

Dytiscidae Elmidae

Hydropsychidae

Lepidostomatidae

Leptoceridae

Limnephilidae

Rhyacophilidae

Sericostomatidae

Athericidae

Ceratopogonidae Chironomidae

Empididae Limoniidae

Simuliidae

Chaoboridae

126


Le Bocq, à ce niveau, est classé en zone à barbeau selon la classification de Huet principalement en fonction de la pente mais il reste un petit cours d’eau alimenté par des résurgences calcaires et donc avec des eaux fraîches et un débit soutenu tout l’été, ce qui fait que le cours d’eau devrait plus être considéré comme salmonicole donc comme une zone à truite voire à ombre.

Avant travaux

En 2011, huit espèces différentes ont été recensées : la truite fario (Salmo trutta fario), le chabot (Cottus gobio), la loche franche (Nemacheilus barbatulus), le goujon (Gobio gobio), l’épinoche à 3 épines (Gasterosteus aculeatus), l’ombre commun (Thymallus thymallus), la perche fluviatile (Perca fluviatilis) et le chevaine (Leuciscus cephalus) (tableau 3.4.27).

Après travaux

Le 20/06/2013 une pêche électrique a été faite à la station d’Emptinale sur le Bocq. Le régime hydrologique était normal et il n’y avait pas de précipitations. Le matériel utilisé ainsi que la procédure étaient similaires à la pêche à Spontin Vivaqua. Le secteur prospecté faisait 144 mètres de long pour 4,8 mètres de large avec une profondeur moyenne de 0,49 mètre et un maximum de 0,75 mètre.

Sept espèces différentes ont été capturées, il s’agit de la truite fario, du chabot, de la loche franche, de l’épinoche à 3 épines, du barbeau, du chevaine et de l’ombre commun. Un total de 666 poissons ont été recensés (tableau 3.4.25), le chabot était le poisson le plus représenté avec 425 individus suivis par l’épinoche à 3 épines avec 115 individus et puis par la loche franche avec 84 individus capturés.

Tableau 3.4.25 : Nombre d’individus capturés, taille et poids des poissons selon leur espèce à la station d’Emptinal au 20/06/2013

Espèces Nombre d'individus Longueur (mm)* Poids (g)**

Epinoche 115 32-58 181

Chabot 425 42-126 2988

Loche franche 84 40-131 745

Barbeau 1 425 1283

Chevaine 5 268-483 3787

Ombre commun 1 195 66

Truite fario 35 51-353 2847

Total 666 11897

*: taille du plus petit individu - taille du plus grand.

**: poids total de tous les individus.

Les poissons les plus grands étaient des chevaines avec un individu de 483 mm, ensuite un barbeau de 425 mm a été recensé ainsi de des truites dont la taille maximale était de 353 mm.

La biomasse la plus importante revient aux 5 chevaines adultes avec un total de 3787 g, la masse totale des chabots était de 2988 g pour 424 poissons, les 35 truites pêchées cumulent ensemble un poids total de 2847g.

127

Tableau 3.4.26 : Inventaire ichtyologique à Emptinale au 20/06/2013

superficie = 691,2 m² Passage Probabilité Nombre d'ind. Nombre d'ind. par ha

Famille Espèce 1 2 de capture estimés Observé Estimé

Gastérostéidés Epinoche 47 68

Cottidés Chabot 259 165 36%

Cobitidés Loche franche 56 27 52% 108 1200,8 1562,5

Cyprinidés Barbeau 1 0 100% 1 14,5 14,5

Cyprinidés Chevaine 3 2 33%

Salmonidés Ombre commun 1 0 100% 1 14,5 14,5

Salmonidés Truite fario 26 9 65% 40 506,4 578,7

Total 393 271

Les probabilités de capture sont plutôt bonnes (tableau 3.4.26), cependant elles sont assez moyennes pour le chabot, la loche franche ainsi que pour le chevaine. Elle est négative pour l’épinoche à 3 épines du fait du plus grand nombre de poissons de cette espèce pris au 2

ème passage. Ces moins

bonnes probabilités de capture peuvent s’expliquer encore une fois par la petite taille du chabot et de la loche, pour le chevaine et la truite cela peut être imputé à la mauvaise transparence de l’eau ou encore un voltage trop peu élevé.

Pour cette pêche, l’IBIP est de 24 révélant ainsi une bonne qualité de la station. La diversité spécifique est de 7 ce qui donne un score moyen (tableau 3.4.27). La qualité de l’eau obtient une note de 9/10 grâce à une proportion importante de chabots ainsi qu’un pourcentage élevé de poissons polluosensibles. La qualité de l’habitat, quant à elle, est également de 9/10 avec une bonne répartition des classes d’âges chez la truite fario et un pourcentage conséquent de pondeurs spécialisés.

Tableau 3.4.27 : IBIP de la station d’Emptinale sur le Bocq le 20/076/2013

Nom de la rivière Le Bocq

Nom de la station Emptinale

Superficie du BV (Km²) 49,5

Nb de passages 2



Biomasse (kg) 11,9



Nb espèces natives 3

Nb espèces benthiques 3



Rapport Nb Chabot/(Nb Loche + Chabot) 5




IBIP (/30) 24

128

Parmi les 7 espèces pêchées 6 sont rhéophiles et une seule, l’épinoche à 3 épines, est limnophile (tableau 3.4.28).

Tableau 3.4.28 : Rapport entre espèces rhéophiles et limnophiles à la station d’Emptinal au 20/06/2013


Nbre d'espèces 6 1

Nbre d'individus 551 115

Poucentage ind 82,73 % 17,27 %

Comparaison

Que ce soit en 2011 ou en 2013, le chabot est le plus représenté avec respectivement 105 et 425 individus (+ 75%). Ensuite, 43,75% (2011) et 35,14% (2013) de l’inventaire sont représentés par trois espèces : la truite fario, la loche franche et l’épinoche à 3 épines.

La biomasse totale capturée en 2011 était faible pour ce type de secteur (74,9 kg/ha). Elle est nettement plus importante en 2013 avec une valeur de 222,3 kg/ha (+ 66,3%). L’IBIP passe de 22 à 24/30, ce qui permet de classer la station en très bonne qualité (tableau 3.4.29).

Tableau 3.4.29 : Inventaire ichtyologique du Bocq à Emptinal et IBIP.


La création des deux méandres ainsi que l’ajout d’habitats (blocs, souches, troncs d’arbre, galets…) a permis d’améliorer l’attractivité de la station et par conséquent, d’augmenter l’indice IAM de 12 % par rapport à 2011. Malgré tout, l’IAM reste faible par rapport à l’IAM de référence estimé pour ce type de station (/6427 en 2011 et /6731 en 2013).

Par rapport à 2011, tous les paramètres de 2013 sont en augmentation à l’exception de la régularité du critère « vitesse ». En effet, avec une valeur maximale de 1 en 2011, elle traduit la presque parfaite répartition des deux classes de vitesse représentées cette année-là : 0 – 10 cm/s (42,3 %) et 11 – 40 cm/s (57,7 %). Les travaux ont également influencé positivement la répartition des hauteurs d’eau, avec 4 classes de hauteur en 2013. La classe 21 - 70 cm diminue de 28,9 % au profit de la classe 0 - 5 cm, (+ 1,8 %) ; de la classe 6 - 20 cm/s, + 13,4 % et de la classe 71 - 150 cm/s (+ 4,8 %). Enfin, la création des méandres a permis de diversifier les vitesses de courant par la création d’une nouvelle classe : 41 – 80 cm/s, représentée à 6,4%. Que ce soit en 2011 et en 2013, c’est la classe de vitesse

Avant travaux Après travaux

16/06/2011 11/07/2013

Espèces Nombre d'individus Nombre d'individus

Truite fario 22 35

Chabot 105 425

Loche franche 57 84

Epinoche 12 115

Goujon 8 0

Ombre commun 2 1

Chevaine 1 5

Perche fluviatile 1 0

Barbeau fluviatile 0 1

Nbre espèces 8 7

Nbre de poissons capturés 208 666

Biomasse totale (kg/ha) 74,9 222,3

IBIP (30) 22 24

129

comprise entre 11 – 40 cm/s qui domine dans la station avec respectivement 57,7 et 56,6 % (tableau 3.4.30).

Tableau 3.4.30 : Résultats de l'indice IAM pour la station d’Emptinal en 2011 (état initial), en 2013 (1ère année de suivi) (Q = 0,90 en 2011 et 1,44 m³/s en 2013)

2011 2013


Diversité

Variété 7 4 2

6 4 3

Diversité (Div.) 0,32 0,13 0,30 0,59 0,42 0,38

Div. Optimale 0,85 0,60 0,30 0,78 0,60 0,48

Div. maximale 1,20 0,70 0,70 1,20 0,70 0,70

Régularité 0,38 0,22 1

0,75 0,70 0,79

IAM

Attractivité 4,874 15,76

Variété pôle max. 56 72

IAM 273 1135


rapport 4 17

Conclusion

De par la création de méandres, une dynamique hydromorphologique a été initiée : création de zones profondes à courant lent avec dépôt de sédiments fins et de zones rapides à granulométrie plus importante et amélioration de la qualité du lit mineur avec des substrats minéraux de différent diamètre : vase, limons, galets, blocs et supports ligneux qui créent une mosaïque d’habitats. Tous ces éléments sont des facteurs contribuant à une bonne qualité écologique des systèmes fluviaux (Gilvear et al., 2002). En effet, en intervenant sur la profondeur, la vitesse du courant et les substrats d’une rivière, on intervient également sur la « structure » physique dans laquelle les organismes vivent. Plus précisément, la vitesse de courant détermine la disponibilité en oxygène et le réapprovisionnement en éléments nutritifs. Elle est également essentielle dans le mécanisme de dispersion naturelle des espèces. La profondeur, quant à elle, influe sur les variations en température, la pénétration de la lumière et l’espace de vie physique disponible pour l'assemblage des espèces aquatiques. Elle joue également un rôle dans la distribution des invertébrés benthiques, espèces importantes dans la chaîne alimentaire, dont la plupart préfèrent les faibles profondeurs et la distance disponible entre proies et prédateur. Enfin, l’hétérogénéité en substrats est étroitement associée à la profondeur et à la variabilité temporelle et spatiale du débit. Elle offre abris et zone de frais et permet le maintien d’un peuplement stable en macroinvertébrés (Soar et Thorne, 2001). Les résultats obtenus au sein de cette station semblent confirmer ces observations : amélioration des indices physiques et biologiques, augmentation de l’abondance et de la richesse spécifique en macroinvertébrés et de la biomasse capturée en poissons.

Malgré tout, le limon qui a été mis à découvert limite la quantité en habitats disponibles car il s’agit d’un substrat compacté n’offrant que très peu de possibilités aux macroinvertébrés d’y creuser des trous pour s’y réfugier et y vivre.

Si l’évolution positive des indices physiques et biologiques peut être soulignée, il n’en est pas de même pour l’équitabilité qui reflète la dominance du gastéropode Potamopyrgus antipodarum dans le Bocq à Emptinale notamment. Ce mollusque, natif de Nouvelle-Zélande, a été largement introduit au cours du XX

ème siècle en Australie, en Europe et dans le nord de l’Amérique. Il est particulièrement

invasif car son transport et son établissement sont facilités du fait qu’il est tolérant à une large gamme de conditions physico-chimiques. Son implantation fructueuse est également liée au fait qu’il n’a pratiquement pas de prédateurs ni de parasites natifs des zones colonisées de par sa morphologie : carapace épaisse et opercule résistant. A côté de cela, il présente une maturité sexuelle précoce, un taux de reproduction élevé, un seul individu mature pouvant produire jusque 230 juvéniles par an ; et une capacité de dispersion assez large, pouvant aller jusqu’à 240 m par an. Tous ces facteurs contribuent à la prolifération de ce gastéropode et entraînent une densité importante de sa population (Alonso et Castro-Diez, 2008). Il faut également noter que, si ses habitats de prédilection sont les lacs

130

ou les cours d’eau à faible débit présentant des substrats sableux à vaseux, il est capable de coloniser une grande variété d’environnements pour peu qu’il puisse y trouver des sédiments pour s’enterrer et se protéger. A Emptinale, malgré le caractère lentique de la station, il a pu s’établir et se reproduire du fait de la présence en grande proportion de vase et de limon. L’intervention humaine réalisée sur le cours d’eau a également contribué à son implantation. En effet, une de ses particularités est sa capacité élevée de colonisation précoce dans des milieux altérés par l’homme (Alonso et Castro-Diez, 2008). Les effets de P. antipodarum sur les communautés aquatiques et les écosystèmes sont complexes, variables et demeurent encore peu étudiés (Kerans et al., 2005), mais, selon Shreiber et al. (2002), une densité comprise entre 2000 et 4500 ind./m² est encore considérée comme faible et serait profitable à la colonisation de la faune native. Cependant, les densités en P. antipodarum sont généralement plus élevées que celles citées dans cette étude. En effet, à Emptinale, les densités varient selon les substrats entre 500 et 5740 ind./m² et ces taux pourraient encore augmenter. Dès lors, ce gastéropode pourrait devenir néfaste et rivaliser avec les macroinvertébrés natifs pour la nourriture et l’espace car c’est une espèce à alimentation généraliste ; il utilise donc les mêmes ressources alimentaires que la plupart des autres macoinvertébrés (Kerans et al., 2005).

Même si la réponse des macorinvertébrés et des poissons semble s’être manifestée rapidement après la restauration, il n’en est pas de même pour les macrophytes. L’unique présence de la chlorophyte Cladophora glomerata en est le témoin. Il faut laisser le temps à l’écosystème de se stabiliser après les travaux et d’offrir des conditions abiotiques elles-mêmes stables pour favoriser l’implantation et la croissance des macrophytes. Dans ce cas, il ne faut donc pas tenir compte du résultat I.B.M.R. dont la représentativité et l’utilisation sont critiqués pour les cours d’eau où il y a peu d’espèces à faible taux de recouvrement et à développement fugace (Haury et al., 2000

Enfin, pour le compartiment des poissons, la reméandration a permis le maintien des espèces typiques de la zone à truite rencontrées dans des eaux vives et bien oxygénées. Le développement de l’épinoche à trois épines, caractéristique de la zone à brème, peut poser question mais sa présence s’explique par le fait qu’il s’agit d’une espèce généraliste. En d’autres termes, soumise à une forte compétition intraspécifique, elle est forcée d’augmenter l’amplitude de sa niche réalisée, elle présente donc une grande capacité d’acclimatation à différentes conditions environnementales pour maximiser sa quête de ressources alimentaires (Couillard, 2009).

131

3.4.3 Ruisseau du Leignon à Haljoux


Le Leignon est un affluent de catégorie 1 qui conflue avec le Bocq en amont de la ferme de la Motte (Braibant) (figure 3.4.14). Il possède un tracé général orienté du Sud vers le Nord. Il recoupe ainsi l’axe des tiges condruziens (orientés NO-SE).

Près de la ferme d’Haljoux, il subsiste un bief secondaire encore actif, qui servait autrefois à alimenter un moulin situé en rive droite du bief principal. En amont du pont d’Haljoux, le Leignon s’écoule dans des prairies, est bordé d’une ripisylve arborée clairsemée et possède un tracé sinueux. En aval du pont d’Haljoux, le cours d’eau s’écoule également dans une prairie mais ne possède pas de ripisylve. De plus, en l’absence de clôture, le bétail a un accès au cours d’eau pour s’abreuver, ce qui entraine un fort piétinement des berges. Le tracé du cours d’eau y est rectiligne, du fait des rectifications réalisées par le passé, ce qui a tendance aujourd’hui à banaliser les facies d’écoulement. De plus, certaines berges ont été remblayées et rehaussées.

Figure 3.4.14 : Localisation du site d’étude et des secteurs Qualphy

La figure 3.4.14 et le tableau 3.4.29 illustrent les résultats de l’évaluation de la qualité physique (Qualphy). On y voit que le secteur 8C, qui comprend le site étudié, s’étend depuis la sortie de la ville de Ciney jusqu’à la confluence avec le Bocq. Sa longueur est de 1291 m.

Tableau 3.4.29 : Résultat du Qualphy du secteur 8C

Secteur

Indice Qualphy (%)

Global (100)

Lit Majeur

(40)

Berge

(20)

Lit mineur

(40)

8C 62

71 57 59


75 68 68 66 46 49 53 67

132

Les scores des indices et sous-indices sont tous compris entre moyen et bon. Les sous-indices « végétation des berges », « hydraulique » et « faciès d’écoulement » sont les moins bons. Le secteur 8C aurait pu être scindé en deux secteurs : l’un, de bonne qualité, situé en amont du pont d’Haljoux et l’autre, de moins bonne qualité, situé en aval du pont d’Haljoux. En effet, la partie en aval du pont est rectifiée, pauvre en faciès d’écoulement, exempt de ripisylve et possède localement des berges remblayées et piétinées par le bétail.

Il faut également noter que le secteur étudié est situé en aval de Ciney, une ville de 15000 habitants, dont une partie des eaux usées se déversent dans le Leignon. Les prairies bordant le Leignon sont naturellement susceptibles d’être inondées lors de phénomènes pluvieux importants. De plus, lors de fortes pluies, le collecteur d’eaux usées de la STEP de Ciney, sous-dimensionné, inonde la prairie d’eaux fortement chargées en matières organiques.

Dans le cadre du projet WALPHY, il est envisagé de réaliser une réhabilitation du site situé en aval du pont d’Haljoux selon deux types :

- reméandration sur la partie amont de ce linéaire (figure 3.4.15). Il s’agit de créer deux méandres, avec remblai partiel de l’ancien lit et création d’annexes hydrauliques;

- aménagements ponctuels sur la partie aval de ce linéaire. Ces aménagements ponctuels ont pour but de diversifier les facies d’écoulement et consistent en des îlots, des banquettes, des seuils reconstitués, des déflecteurs, des risbermes,… Des aménagements d’habitats aquatiques spécifiques tels que frayères, caches à poissons, banquettes d ’hélophytes sont également prévus. Enfin, le bourrelet de curage sur la partie aval du site sera enlevé.

Figure 3.4.15 : Types d’aménagements prévus sur le Leignon à Haljoux

Aménagements ponctuels :

Reméandration :

133


Avant travaux 2008

Afin d’évaluer l’impact des aménagements, trois stations ont été étudiées sur le Leignon au niveau de la ferme d’Haljoux (figure 3.4.16) :

1. La première station, dite de contrôle, est située en amont du pont sur une zone qui semble être soumise à peu d’altération physique (bonne sinuosité, berges naturelles,...). Cette station constituera un point de comparaison avec les deux autres stations altérées ;

2. La deuxième station est située juste en aval du pont d’Haljoux, sur une zone rectifiée, à l’endroit où les travaux de reméandrage vont être menés ;

3. Enfin la troisième station se trouve d’avantage en aval, sur une zone rectifiée, à l’endroit où les aménagements ponctuels seront mis en place.

Figure 3.4.16 : Trois stations étudiées sur le Leignon à Haljoux

Station de contrôle

Située dans la zone amont du pont d’Haljoux, La station de contrôle s’étend sur une longueur de 81 m, qui représente 6,3 % de la longueur du secteur qualphy 8C. Le levé de terrain s’est déroulé les 02-04/06/2008, en période de basses eaux. En l’absence de station limnimétrique sur le Leignon, nous n’avons pas de valeur de débit correspondant au moment des levés. Notre levé topographique comprend des profils transversaux réalisés tous les 3 m, ainsi que quelques points intermédiaires levés entre ces profils transversaux. Le levé topographique comprend également les sommets et les pieds des berges.

La largeur moyenne du lit mineur (mesurée entre les pieds de berge) est de 3,9 m.

134

Les berges sont occupées par une ripisylve composée de plusieurs arbres épars mais dominée par des graminées et quelques orties de plus de 50 cm de hauteur (figure 3.4.17).

Figure 3.4.17 : Végétation des berges sur la station de contrôle du Leignon à Haljoux

Les profondeurs ont été mesurées le long des profils transversaux pris tous les 3 m (figure 3.4.18). Quelques mesures de profondeur ont été réalisées entre les profils transversaux. Il semble que trop peu de mesures de profondeurs entre les profils transversaux aient été réalisées. Par conséquent, lors du calcul d’interpolation, les zones situées entre les profils n’ont pas été suffisamment prise en compte. Néanmoins, nous pouvons dire que la station est caractérisée par des profondeurs relativement variées. La profondeur moyenne de la station est de 0,17 m et la profondeur maximale de 1,04 m. Quelques zones de mouilles et de seuils peuvent être individualisées.

Figure 3.4.18 : Station de référence du Leignon à Haljoux : profondeurs (2008)

Les vitesses, tout comme les profondeurs, ont été mesurées uniquement le long des profils transversaux pris tous les 3 m. Seules quelques mesures de vitesse ont été réalisées entre les profils transversaux. La figure 3.4.19 permet tout de même de voir que les vitesses sont moyennement diversifiées. Les classes de vitesses 5-25 cm/s et 25-75 cm/s sont dominantes, alors que les deux classes extrêmes sont peu représentées. La classe de vitesses 0-5 cm/s est peu représentée alors que la classe 75-150 cm/s est presque inexistante. La vitesse moyenne de la station est de 22 cm/s et la vitesse maximale de 98 cm/s.

Les substrats sont relativement diversifiés (figure 3.4.20). Une partie du fond du lit est composée de limon (26 % de la surface totale de la station), surtout en bord de berge. Les graviers (45 %) occupent

135

principalement le centre du chenal. Quelques zones de galets et de blocs sont aussi présentes. Enfin, les substrats végétaux sont également représentés, surtout par des hydrophytes, qui représentent 17 % de la surface totale de la station.

Figure 3.4.19 : Station de référence du Leignon à Haljoux : vitesses (2008)

Figure 3.4.20 : Station de référence du Leignon à Haljoux : substrats (2008)

La carte des microhabitats (figure 3.4.21) a pu être réalisée en croisant la carte des substrats avec celle des vitesses de courant. Le tableau 3.4.30 fournit les pourcentages de superficie que représente chaque microhabitat.

Tableau 3.4.30 : Rapport substrats / vitesses et pourcentage de superficie des microhabitats de la station de référence du Leignon à Haljoux (relevés du 02 - 04/06/2008)

136

Figure 3.4.21 : Station de référence du Leignon à Haljoux : microhabitats (2008)

Les microhabitats relevés sur la station sont assez diversifiés (23 microhabitats supérieurs à 0,1 %). Les deux microhabitats dominants sont d’une part les limons pour une vitesse comprise entre 5 et 25 cm/s (19 %) et d’autre part les graviers pour une vitesse comprise entre 25 et 75 cm/s (41 %). Les hydrophytes sont également bien représentés (10 %) pour la vitesse comprise entre 5 et 25 cm/s.

Station reméandrée

Située juste à l’aval du pont d’Haljoux, la station « reméandration » s’étend sur une longueur de 78 m, ce qui représente 6,1 % de la longueur du secteur qualphy 8C. Le levé de terrain relatif aux mesures de vitesses et à la cartographie des microhabitats s’est déroulé le 04/06/2008 en période de basses eaux. En l’absence de station limnigraphique sur le Leignon, nous n’avons pas de valeur de débit correspondant au moment des levés. Le levé topographique complet de la zone a été réalisé a posteriori (22-24/12/2009) par les géomètres travaillant pour le SPW, en période de basses eaux également.

La largeur moyenne du lit mineur (mesurée entre les pieds de berge) est de 2,52 m.

La station est rectiligne et les berges sont presque totalement dépourvues de ligneux (figure 3.4.22). Seules persistent quelques herbacées broutées à ras par les bovins. Les berges sont ponctuellement piétinées par le bétail. Elles sont localement rehaussées au moyen de remblais de différents matériaux (résidus de curage, blocs). On a relevé deux canalisations sur la station aval, servant à évacuer les eaux usées de la ferme d’Haljoux.

Figure 3.4.22 : Végétation des berges sur la station reméandrée du Leignon à Haljoux

137

Les profondeurs ont été levées par les géomètres du SPW. Elles ont été mesurées le long des profils transversaux pris tous les 3 m, ainsi qu’entre ces profils (figure 3.4.23). Le profil transversal de profondeurs est très homogène le long du linéaire de la station étudiée. Les profondeurs sont ainsi fort homogènes si on considère leur variabilité longitudinale. La profondeur moyenne de la station est de 0,32 m et la profondeur maximale de 0,78 m.

Figure 3.4.23 : Station reméandrée du Leignon à Haljoux : profondeurs (2008)

Ainsi, lors du calcul d’interpolation, les zones situées entre les profils n’ont pas été suffisamment prises en compte. La figure 3.4.24 permet tout de même de voir que les vitesses sont très peu diversifiées. Les classes de vitesses 5-25 cm/s et 25-75 cm/s sont dominantes avec respectivement 39,6 % et 58,2 %, alors que les deux classes extrêmes sont très peu représentées. La vitesse moyenne de la station est de 27 cm/s et la vitesse maximale de 79 cm/s.

Les vitesses ont été mesurées uniquement le long des profils transversaux pris tous les 6 m. Seules quelques mesures de vitesse ont été réalisées entre les profils transversaux.

Figure 3.4.24 : Station reméandrée du Leignon à Haljoux : vitesses (2008)

138

Les substrats semblent relativement diversifiés (figure 3.4.25). 3 substrats dominent largement la station : les limons (28 %), les graviers (22 %) et les hydrophytes (28 %). Le levé a été réalisé le 4 juin 2008. Or lors de notre visite au mois d’août, les hydrophytes étaient beaucoup plus développés, jusqu’à envahir la presque totalité de la station. Ceci est lié au fort ensoleillement de la station, étant donné l’absence de ripisylve.

Figure 3.4.25 : Station « reméandration » du Leignon à Haljoux : substrats

La carte des microhabitats (figure 3.4.26) a pu être réalisée en croisant la carte des substrats avec celle des vitesses de courant. Le tableau 3.4.31 fournit les pourcentages de la superficie que représente chaque microhabitat.

Les microhabitats relevés sur la station sont assez diversifiés (18 microhabitats supérieurs à 0,1 %). Les 5 microhabitats dominants (supérieurs à 10 %) sont les limons pour une vitesse comprise entre 5 et 25 cm/s (15,8 %) et pour une vitesse comprise entre 25 et 75 cm/s (11,2 %), les graviers pour une vitesse comprise entre 25 et 75 cm/s (17,6 %) et les hydrophytes pour une vitesse comprise entre 5 et 25 cm/s (10,9 %) et pour une vitesse comprise entre 25 et 75 cm/s (16,3 %).

Figure 3.4.26 : Station reméandrée du Leignon à Haljoux : microhabitats

139

Tableau 3.4.31 : Rapport substrats / vitesses et pourcentage de superficie des microhabitats de la station « reméandrage » du Leignon à Haljoux (relevés du 02 - 04/06/2008)

Station aménagements ponctuels

Située également à l’aval du pont d’Haljoux, la station « aménagements ponctuels » s’étend sur une longueur de 52 m, ce qui représente 4 % de la longueur du secteur qualphy 8C. Le levé de terrain relatif aux mesures de vitesses et à la cartographie des microhabitats s’est déroulé le 18/05/2010 en période de basses eaux. En l’absence de station limnigraphique sur le Leignon, nous n’avons pas de valeur de débit correspondant au moment des levés. Le levé topographique complet de la zone a été réalisé avant (22-24/12/2009) par les géomètres travaillant pour le SPW, en période de basses eaux également.


Tout comme pour la station reméandrée, les berges ici sont sans ripisylve (figure 3.4.27).

Figure 3.4.27 : Végétation des berges sur la station « aménagements ponctuels » du Leignon à Haljoux (2010)

Les profondeurs ont été levées par les géomètres du SPW. Elles ont été mesurées le long des profils transversaux pris tous les 3 m, ainsi qu’entre ces profils (figure 3.4.28). La profondeur moyenne de la station est de 0,41 m et la profondeur maximale de 0,62 m. Les profondeurs sont fort homogènes sur l’ensemble de la station.

140

Figure 3.4.28 : Station « aménagements ponctuels » du Leignon à Haljoux : profondeurs (2010)

Figure 3.4.29 : Station « aménagements ponctuels » du Leignon à Haljoux : vitesses (2010)

Les vitesses ont été mesurées le long des profils transversaux pris tous les 4 m, ainsi que entre les profils transversaux. La vitesse moyenne de la station est de 27 cm/s et la vitesse maximale de 91 cm/s. La figure 3.4.29 permet de voir que les vitesses sont très peu diversifiées. Les classes de vitesses 0,05-0,25 m/s et 0,25-0,75 m/s sont dominantes avec respectivement 41,9 % et 51,7 %, alors que les deux classes extrêmes sont très peu représentées.

141

Les substrats semblent relativement diversifiés (figure 3.4.30) mais deux substrats dominent largement la station : les limons (50,5 %) et les graviers (27,9 %). Le levé a été réalisé le 18 mai 2010, ce qui expliquerait la faible abondance des hydrophytes en comparaison avec la station « reméandration ». Ici aussi, lors de notre visite au mois d’août, les hydrophytes étaient beaucoup plus développées, jusqu’à envahir la presque totalité de la station.

Figure 3.4.30 : Station « aménagements ponctuels » du Leignon à Haljoux : substrats (2010)

La carte des microhabitats (figure 3.4.31) a pu être réalisée en croisant la carte des substrats avec celle des vitesses de courant. Le tableau 3.4.32 fournit les pourcentages de la superficie que représente chaque microhabitat.

Les microhabitats relevés sur la station sont assez diversifiés (16 microhabitats supérieurs à 0,1 %). Les 4 microhabitats dominants (supérieurs à 10 %) sont les limons et les graviers pour les classes de vitesse 5-25 cm/s et 25-75 cm/s.

Figure 3.4.31 : Station aménagements ponctuels du Leignon à Haljoux : microhabitats (2010)

142

Tableau 3.4.32 : Rapport substrats / vitesses et pourcentage de superficie des microhabitats de la station « aménagements ponctuels » du Leignon à Haljoux (relevés du 18/05/2010)

Après travaux, station de contrôle

- Comme pour le Bocq, les hydrophytes étaient moins développées, même si les périodes de cartographie sont plus proches (juin en 2008 et mai en 2012). Le printemps tardif de 2012 peut expliquer cette différence.

- Les classes de vitesses, non cartographiées en 2012, ne sont probablement plus conformes à la réalité, puisqu’un problème de répartition des débits est intervenu. Ce problème a eu un impact sur les habitats du tronçon. En effet, alors qu'il n'y avait pas de vases en 2008, elles couvrent à présent 18 % de la station (tableau 3.4.33). Les graviers perdent 10 %. La superficie variable des substrats végétaux (hélophytes et hydrophytes) ne peut pas expliquer à elle seule la variation de superficie des autres substrats.

Tableau 3.4.33 : Résumé des proportions des substrats à la station de Leignon amont en 2008 et 2012.

Station reméandrée

- Les hydrophytes sont très peu développés en raison de la saison de cartographie et des travaux (tableau 3.4.34). Les hélophytes gagnent en importance notamment grâce aux plantations, et à une des annexes hydrauliques presque entièrement comblée qui en est couverte. Les galets injectés font doubler la superficie de ce substrat. Comme à l'amont, les vases occupent une bonne proportion de la surface. Elles sont réparties principalement sur les bords et dans la petite annexe hydraulique.

- Les classes de vitesses faibles (0-25 cm/s) gagent 33 %, valeur deux fois supérieure aux 15 % de la surface représentée par les annexes hydrauliques en vitesse nulle. Il y a donc réellement une diminution globale de la vitesse.

- Les cartes des microhabitats (figure 3.4.32) illustrent bien la diversification et l'hétérogénéisation du site après travaux tant au niveau des substrats, que des vitesses, avec un gain de 9 microhabitats (de 18 à 27). Plusieurs raisons expliquent cette évolution :

les limons et les sables n'avaient pas été différenciés avant travaux. il y a un gain dans les faibles vitesses pour les graviers, les galets et les

blocs. des substrats végétaux (algues et bryophytes) ont été relevés après

travaux. Il étaient soit absents avant travaux, soit jugés trop minoritaires.

Leignon amont

2008 2012

Vases / 18,0

Limons 25,9 21,2

Graviers 45,1 36,7

Galets 4,9 2,0

Blocs 2,8 3,5

Algues 1,0 0,7

Bryophytes / 0,6

Chevelus racinaires 0,6 0,6

Hydrophytes 16,5 6,2

Hélophytes 3,1 10,6

143

Les cartes des vitesses de courant, de profondeurs et de substrat sont présentées en annexe 3.25.

Tableau 3.4.33 : Pourcentage de superficie des microhabitats de Leignon aval lors de l'état initial au 02-04 juin 2008 (en haut) et du suivi au 03 mai 2012 (en bas).

Cette hétérogénéité n'est pas illustrée par le coefficient morphodynamique. En respectant scrupuleusement son protocole de calcul, il passe de 16,7 à 14,9 parce que les hélophytes (habitabilité 4) en vitesse nulle (habitabilité 1) surpassent les graviers (habitabilité 5) en vitesse 5-25 (habitabilité 3) comme substrat dominant (14,4 vs 14,2 %). Ce coefficient passe à 16,8 si l'on considère les galets comme dominants.

En réalité, le coefficient 'm' diminuerait à cause de l'augmentation dans les faibles classes de vitesses moins biogènes, mais cette diminution est contrebalancée par le nombre supérieur de microhabitats inventoriés.

Figure 3.4.32 : Carte des microhabitats du Leignon aval en 2012

144

Indice physique

L'hétérogénéité et la connectivité sont les deux scores qui s'améliorent après travaux tandis que l'attractivité fluctue légèrement (tableau 3.4.34).

Tableau 3.4.34 : Résultats de la méthode tronçon pour l'avant et l'après travaux sur le Leignon à Haljoux.

Le nombre de paramètres modifiés dans le score d'hétérogénéité est grand, à savoir 9 sur les 12 de l'indice. Les trois variables non modifiées sont la proportion d'ombrage à midi, le développement des berges avec systèmes latéraux et la valeur absolue entre la différence de cotes d'hétérogénéité pour le substrat dominant et secondaire. Les 9 autres paramètres ont été améliorés, ce qui se traduit par un gain de deux classes (D en 2009 à B en 2011 et 2012). Ces derniers peuvent être rassemblés en 4 catégories : - Premièrement, les faciès d'écoulement changent à la fois dans leur nombre et dans leur diversité. La station passe de trois alternances de séquences radier-chenal lotique suivi d'un radier, à 6-7 séquences de faciès diversifiés (chenal lotique, radier, plat, système latéral et mouille). Ce changement implique une modification dans les profondeurs et les vitesses. Dans le premier cas, ces changements sont néfastes (score -6) alors que dans le second cas, ils sont positifs (score + 4). De par la perte de débit après travaux, il est impossible de déterminer si ces changements sont imputés à un débit plus faible et/ou aux travaux. - Deuxièmement, le nombre de substrats était faible avant travaux et les limons étaient seuls dominants. Après travaux, le nombre de substrats dominants est plus élevé puisqu'il est désormais égal à 3. - Troisièmement, les rapports extrêmes des lits mouillés sont moins homogènes que précédemment, traduisant une meilleure diversité des largeurs mouillées. De plus la sinuosité est améliorée. - Quatrièmement, des systèmes latéraux ont été créés. Toutefois, il est à noter qu'ils ne sont pas pleinement fonctionnels. Suite à un problème de répartition des débits après travaux entre le Leignon et le bief du moulin, ces systèmes latéraux sont actuellement envasés et déconnectés. Ce problème est en cours de discussion avec les autorités compétentes. Notre choix est de les considérer comme pleinement fonctionnels afin d'étudier dans la méthode « tronçon » la présence de systèmes latéraux. Les travaux améliorent la connectivité grâce à la connectivité latérale (et non la connectivité longitudinale qui était déjà excellente avant restauration). Ainsi, la fonctionnalité du lit moyen est améliorée (semi-fonctionnel), ainsi que la présence de systèmes latéraux. En ce qui concerne l'attractivité, la création des systèmes latéraux et les modifications opérées dans les frayères, à la fois dans la nature de la dominante (GRA) et dans leur nombre (3), favorisent l'attractivité de la station. Toutefois, l’attractivité des substrats diminue. Les substrats de fine granulométrie sont moins intéressants que les substrats végétaux.

Avant travaux, l'absence de fonctionnalité du lit moyen et la faible diversité des profondeurs tendaient à à donner à l’indice de stabilité un score érosif. Après travaux, cette situation change peu. En outre, des petites érosions sont constatées sur les aménagements. De plus, les valeurs obtenues pour le score de stabilité varient pour 2010 et 2012 autour de -10 qui est la limite entre la classe d'érosion et d'équilibre.

En résumé, la station reméandrée du Leignon gagne une classe et elle passe ainsi à une bonne qualité physique (classe B). Les sous-indices d'hétérogénéité et de connectivité sont les principaux facteurs de ce changement tandis que le sous-indice attractivité ne change que très peu. L'hétérogénéité augmente grâce à la meilleure diversité des faciès d'écoulement, le nombre plus élevé de substrats dominants, la variabilité des largeurs et la création des systèmes latéraux. La connectivité latérale est également améliorée.


/111 /90 /130 -60 / 40 0,75 / 1,25 /30600

15/10/09 115 20 D 42 B 52 B -12 érosion 1,00 3.224 C2011 125 40 B 47 A 67 A -7 équilibre 0,85 4.955 B

03/05/12 125 40 B 43 B 67 A -10 équilibre 0,85 4.727 B

Augmentation + 100 % / + 7,14 % / + 28,85 % / / / / + 50,16 % /

Linéaire

(m)

C

l

a

s

s

e

C

l

a

s

s

e

C

l

a

s

s

e

C

l

a

s

s

e

145


Les trois stations étant faiblement éloignées les unes par rapport aux autres. La qualité physico-chimique du Leignon a donc été mesurée en un seul endroit situé en amont du pont d’Haljoux (tableau 3.4.35).

Avant travaux

Les résultats physico-chimiques obtenus sont ceux d’une station à pH légèrement calcaire, moyennement oxygénée, et à température permettant le développement de la truite et de ses espèces d’accompagnements. Néanmoins, la qualité physico-chimique du Leignon est moyenne du fait de la charge des eaux en matières azotées et phosphorées. Les concentrations en nitrates sont les plus pénalisantes (6,42 mg N/l) suivi des nitrites (0,07 mg N/l). La cause de cette pollution est en partie agricole. Cependant, ce ne sont pas les seules perturbations constatées sur la station, les concentrations en azote ammoniacal (0,24 mg N/l) et en phosphore total (0,15 mg P/l) sont relativement élevées. Ces perturbations ont un impact non négligeable sur l’écosystème et cela se répercute sur le taux de saturation d’oxygène très proche de la qualité moyenne. Les causes pourraient être l’élevage pour l’azote (présence de bovins le long de la rivière) et le déversement d’une partie des eaux usées de la ville de Ciney dans la rivière pour le phosphore et l’ammonium. On notera également que la quantité de matières en suspension est assez élevée (20,4 mg/l).

Après travaux

En ce qui concerne la qualité de l'eau, les classes d'aptitudes à la biologie restent identiques (tableau 3.4.35), avec diminution de tous les paramètres « nutriments », et toujours les nitrates comme l'élément le plus pénalisant.

Tableau 3.4.35 : Résultats des analyses physico-chimiques sur le Leignon en 2008 et en 2012


Macrophytes

Avant travaux

Un IBMR a été réalisé sur deux stations du Leignon : la station de référence (amont) et la station « reméandration » (aval). La station amont est plus diversifiée que la station aval au niveau des macrophytes, respectivement 9 et 7 espèces s’y développent (tableau 3.4.36). La principale différence floristique entre les deux stations provient essentiellement d’Amblystegium tenax qui est présent en amont au niveau du seuil. On peut penser que l’absence de seuil sur la station aval a réduit la diversité et par extension la qualité macrophytique de la station. Toutefois, le recouvrement est plus important en aval, 78% contre seulement 62% en amont. Cette différence est expliquée par la présence de quelques ligneux qui forment une ripisylve éparse et créent un ombrage sur la rivière en amont, alors que la station aval ne possède pas de ripisylve ligneuse.

Leignon Leignon

2008 2012


Conductivité (µS/cm) 435 571

pH 7,39 7,57

Saturation en O2 (% sat.) 72,3 89,2

Oxygène dissous (mgO2/l) 10,27 9,55

MES (mg/l) 20,4 6,9





Orthophosphates (mgP/l) 0,08 0,059

146

Tableau 3.4.36 : Relevés floristiques sur le Leignon à Haljoux (juin 2008- août 2012)

L’IBMR est de mauvaise qualité (8/20) en amont et en très mauvaise qualité en aval (7/20). Les stations étant bien éclairées, la cause principale de cet état ne peut s’expliquer que par la qualité dégradée des eaux et des rejets ponctuels de matières organiques de la ville de Ciney et ce malgré l’évacuation des eaux usées vers une station d’épuration (tableau 3.4.36).

Suite au système de référence provisoirement arrêté par le DEMNA au 20/04/2007 pour la masse d’eau du Bocq, les stations amont et aval sont toutes deux classées en qualité moyenne.

Après travaux

Station amont - référence

Sur la station de référence du Leignon, l'indice augmente de moyen à bon (tableau 3.4.37). Il y a un changement notable de la composition floristique, puisque sur 13 espèces au total, seules 4 sont en commun entre 2008 et 2012. Les bryophytes déclinent tandis que, encore une fois, des hélophytes apparaissent.

La saison d'échantillonnage n'est pas la même (juin 2008 vs août 2012) ce qui explique la différence du recouvrement total. On voit une belle augmentation du CSi moyen, grâce à la disparition de certaines espèces peu exigeantes (Cladophora cf glomerata et Amblystegium riparium), et l'apparition d'autres avec un CSi plus élevé (Berula erecta et hélophytes).

Ainsi l'IBMR confirme néanmoins la surcharge en nutriments.

Station aval reméandrée

La situation est similaire sur la partie avale, avec toutefois plus d'hélophytes grâce aux plantations effectuées pendant les travaux (tableau 3.4.37). Par rapport aux états initiaux, on constatera que seules 4 espèces sont en commun avec le relevé de 2012.

Malgré qu'on soit en été pour l'indice de 2012, le recouvrement total est plus faible. Il s'agit plus que probablement d'un effet à court terme des travaux.

EspècesJuin 2008 Août 2012

Ki CSi Ei Ki CSi Ei

Algues 4 4 1 3 4 1

4 6 1



Amblystegium tenax 1 15 2

Phanérogames 4 / /


Myriophyllum spicatum Myriophylle 1 8 2

Berula erecta Petite berle 3 14 2

Phalaris arundinacea Baldingère 4 10 1 4 10 1

Agrostis stolonifera Agrostide stolonifère 3 10 1




Moyenne 8,3 1,4 9,9 1,2


Nb hydrophytes 7 4

Nb hélophytes 1 5

Recouvrement total 60% > 80%

IBMR 8,0 9,6

Vaucheria sp.

Cladophora sp.

Callitriche sp.


147

Tableau 3.4.37 : Relevés floristiques de Leignon aval reméandrée en 2008 et 2012

Bilan macrophytes

La plantation d'hélophytes peut faire augmenter l'indice IBMR (CSi plus élevée que les hydrophytes, dans ce cas-ci), à condition d'avoir un plus fort recouvrement. Pour augmenter ce recouvrement, il est nécessaire d'adoucir la pente des berges.

Sur la station aval du Leignon, l'augmentation progressive du recouvrement post-travaux fera sans doute place à une diminution à plus long terme suite à la croissance des saules et des aulnes plantés à divers niveaux sur les berges.

Macroinvertébrés


Les deux listes faunistiques obtenues (annexes 3.26 et 3.27) ont permis le calcul de différents indices (tableau 3.4.38). Le nombre d’individus est élevé (environ 3000 par station) mais la diversité spécifique est moyenne (21 taxons pour la station amont et 22 pour la station aval). Le GFI est peu élevé (4/9) signe d’une qualité d’eau perturbée. La note de l’indice RCS obtenue de 10/20 est la même pour les deux stations, soit une qualité biologique moyenne (tableau ). La robustesse du prélèvement est vérifiée par la perte d’une seule unité (9/20). Le Cb2 est exactement de la même valeur que le RCS avec des indices très proches entre les deux stations étudiées. La qualité de l’eau (In) est approximativement de 6/10 ce qui est moins sévère que la note fournie par le GFI (4/9). Par contre, il est surprenant de constater que la qualité de l’habitat soit si faible (environ 4/10) et que la station aval rectifiée soit mieux notée que la station amont sinueuse.

Le coefficient morphodynamique calculé pour les deux stations est largement supérieur à l’indice de qualité de l’habitat du Cb2. La diversité des substrats et des courants ainsi que la dominance du support gravier sur vitesse moyenne très biogène permet à la station amont d’atteindre logiquement un niveau d’hospitalité de très bonne qualité (18/20). La station aval disposant d’une vitesse de courant et d’une classe de substrat en moins n’a qu’une hospitalité réduite à un bon état (14/20). On constatera que ce coefficient ne prend en compte que la quantité, la diversité et l’habitabilité des microhabitats présents. La sinuosité de la rivière ne rentre pas en jeux hormis par le biais des classes de courant. Cela explique en partie la bonne note obtenue par la station aval du Leignon.

La composition du peuplement des macroinvertébrés des deux stations est très similaire. On retrouve 26 taxons en commun, soit un indice de Jaccard de 63%. Cela semble logique étant donné la faible distance entre les deux stations étudiées. De plus, on note une forte ressemblance entre les abondances des deux stations (tableau 3.4.39 et figure 3.4.33). Les taxons dominants en nombre d’individus en amont comme en aval sont les Diptères (respectivement 57 % et 36 %) et les Ephéméroptères (23 % et 42 %). Les autres taxons sont faiblement représentés (Crustacés 9 et 12 %)

EspècesJuin 2008 Août 2012

Ki Csi Ei Ki Csi Ei

Algues 4 4 1 4 4 1

4 6 1

1 16 2



Phanérogames 5 / /


Myriophyllum spicatum Myriophylle 1 8 2

Phalaris arundinacea Baldingère 3 10 1 3 10 1

Agrostis stolonifera Agrostide stolonifère 3 10 1



Iris pseudacorus Iris des marais 2 10 1

Scirpus lacustris Jonc des chaisiers 1 8 2

Sparganium erectum Rubanier d'eau 1 10 1

Moyenne 7,2 1,3 9,7 1,3


Nb hydrophytes 6 4

Nb hélophytes 1 7

Recouvrement total 80 % 50-60 %

IBMR 7,0 9,0

Vaucheria sp.

Cladophora sp.

Batrachospermum sp.

Callitriche sp.

148

et les plus polluosensibles sont quasiment absents (Coléoptères 0 et 0,1 %, Trichoptères 2 % et 1 %...).

Tableau 3.4.38 : Indices biologiques obtenus pour les stations amont et aval du Leignon à Haljoux, en juin 2008

Tableau 3.4.39 : Rapport en % des taxons représentés sur les deux stations étudiées

amont aval

%

(classe)

%

(super famille)

Nb.

individus

%

(classe)

%

(super famille)

Nb.

individus

HYDRACARIENS HYDRACARIENS 0,002 0,002 5 0,000 0,000 1


0,073 0,046 138

0,073 0,058 176

ACHETES 0,026 79 0,015 45


0,010 0,010 29

0,002 0,001 3

BIVALVES 0,000 1 0,001 3

CRUSTACES AMPHIPODES 0,093 0,093 277 0,128 0,128 389

INSECTES

EPHEMEROPTERES

0,823

0,234 699

0,797

0,422 1282

HETEROPTERES 0,001 3 0,000 1

COLEOPTERES 0,000 0 0,001 2

TRICHOPTERES 0,016 47 0,009 27

DIPTERES 0,573 1715 0,365 1107

Leignon amont Leignon aval



Groupe Faunistique Indicateur (/9) 4 4

RCS 10 10

Robustesse 9 9


Indice d’équitabilité (J') 0,62 0,63

Indice de Jaccard (J) amont/aval 0,63

Qualité physico-chimique (In) 6,1 6

Qualité de l’habitat (Iv) 4,2 4,4

Cb2 (In+Iv) 10 10

Coef. Morphodynamique (m) 18 14

149

Figure 3.4.33 : Comparaison des taxons présents entre les stations amont (référence) et aval (reméandrée) du Leignon à Haljoux en juin 2008

Le suivi de 7 traits biologiques, écologiques et physiologiques a permis d’analyser avec plus de finesse les peuplements. La proximité des deux stations fait que l’on observe plus de similarités que de différences significatives :

- analyse des traits biologiques (annexe 3.28) : la forte présence d’organismes à cycle de vie court (70 % d’espèces pionnières) signe d’un habitat perturbé. Les modes d’alimentation dominants sont respectivement les mangeurs de sédiments fins (22 %), les racleurs (21 %) et les broyeurs (18 %). Les filtreurs représentent plus de 10% de la population. Les prédateurs sont bien représentés (plus de 15 %) ainsi que les perceurs (10 %) ;

- analyse des traits physiologiques (annexe 3.28) : les macroinvertébrés présents sur les deux stations sont majoritairement β-mésosaprobes (plus de 35 %), puis oligosaprobes (27 %) et α-mésosaprobes (20 %). Cela correspond à des eaux oligo-mésotrophes, cette donnée n’est pas en cohérence avec les résultats physico-chimiques obtenus précédemment ;

- analyse des traits écologiques (annexe 3.28) : les résultats obtenus au niveau des microhabitats et des vitesses de courant semblent correspondre à la physique des stations même si l’outil n’est pas assez sensible pour signaler une différence entre amont et aval. Pour les deux stations, les macroinvertébrés rencontrés affectionnent les substrats rocailleux (20 %) et les hydrophytes (20 %) et dans une moindre mesure les substrats plus fins. Les classes de courant privilégiées sont moyenne à lente.

Il n’y a que de très faibles dissemblances entre les deux stations selon les TBEP et aucune selon les indices RCS et Cb2.


Les Oligochètes et les Chironomidae dominent le peuplement. Le taxon le plus sensible est la famille des Rhyacophilidae. Trois taxons déclinent de manière spectaculaire ; Baetis passe de 471 à 156 à l'amont, et de 741 à 75 à l'aval. Ephemerella disparaît presque avec 3 spécimens en amont (contre 228 en 2008) et 1 à l'aval (pour 541 lors de l'état initial). Les Gammaridae suivent la même tendance (276 à 6 en amont et 388 à 2 en aval). L'augmentation la plus marquée, outre celle des Oligochètes et des Chironomidae, est celle d'Erpobdella.

La situation du Leignon présente des similarités avec le Bocq. Sur les deux stations, la diversité diminue, mais le GFI reste identique (tableau 3.4.40). L'IBGN de la station aval passe de 10 à 9/20 pour cette raison, alors que celui de la station amont reste stable.

0

0,1

0,2

0,3

0,4

0,5

0,6

0,7

HYDRACARIE

NS

OLI

GOCHETES

ACHETE

S

GASTE

ROPO

DES

BIV

ALV

ES

AM

PHIP

ODES

EPH

EMEROPTE

RES

HETE

ROPTE

RES

CO

LEO

PTERES

TRIC

HOPTE

RES

DIP

TERES

Amont

Aval

150

Le Cb2 ne souffre pas trop de la diminution de diversité car le nombre de taxons indicateurs selon cet indice augmente, ce qui ajoute un point au sous-indice ln. Ceci est peut-être un signe d'augmentation de la qualité de l'eau.

Les indices de Shannon et d'équitabilité ne sont pas fondamentalement différents, et pour ce qui est de l'indice de Jaccard, il semble que la station aménagée ait subit un plus fort remaniement de la diversité, mais là encore le problème vient surtout des espèces marginales.

Tableau 3.4.40 : Synthèse des résultats des indices invertébrés sur le Leignon en 2008 et 2012

Pour les deux stations, la diminution drastique des éphémères et des gammares contraste avec l'augmentation des Oligochètes, des Diptères (Chironomidae), et des Trichoptères dans une moindre mesure (annexes 3.29 – 3.30).

Intégration pour les deux stations du Leignon

Sur la figure 3.4.34, on constate, à l'instar des stations du Bocq, très peu de similitude dans les apparitions et disparitions d'espèces entre les deux stations. Asellus aquaticus disparaît sur l'amont et l'aval, tandis que le Gastéropode Physa et les Oligochètes Tubificidae apparaissent sur les deux stations. Les Tubificidae sont assez reconnaissables, et sont présents dans les données d'invertébrés du DEMNA sur le Leignon (1994-2007). Il s'agit sans doute d'une erreur de détermination en 2008. Pour les Enchytraeidae et les Haplotaxidae, ils sont absents des données du DEMNA, et ont donc probablement été distingués à tort lors des deux campagnes d'échantillonnages.

Ce sont ainsi, comme dans le cas du Bocq, les mêmes espèces qui ont une importance dans la variation entre l'état initial et le suivi.

La figure 3.4.35 illustre une tendance similaire de l'évolution du peuplement sur les deux stations (corrélation de 0,81) qui se remarque aussi au niveau des TEBP (0,71). Les hydropsyches ressortent pour l'aval en raison de leur forte présence dans les blocs (de 3 individus à 80 en 2012 dont 70 % dans les blocs), et les Orthocladinae qui n'y ont pas diminué autant qu'à l'amont.

Pour les TEBP, les traits qui ressortent pour l'aval n'ont semble-t-il aucun rapport avec la reméandration. Sur les deux stations, les TEBP lentiques augmentent, tandis que ceux ayant une affinité lotique diminuent.

Leignon amont Leignon aval

Juin 2008 Mai 2012 Juin 2008 Mai 2012

Diversité IBGN 20 17 22 17

GFI 4 (Rhyacophilidae) 4 (Rhyacophilidae) 4 (Rhyacophilidae) 4 (Rhyacophilidae)

IBGN 9 9 10 9

Taxon indic. inf. 3 (Limnephilidae) 3 (Limnephilidae) 3 (Hydropsychidae) 3 (Limnephilidae)

Robustesse 8 8 9 8

Nb individus 2993 2217 3036 1527

lv 4,4 3,7 4,8 3,7

ln 6,1 6,9 6,1 7

10,5 10,7 10,9 10,8

Shannon 0,96 0,95 0,94 1,00

Équitabilité 0,63 0,65 0,63 0,68

Jaccard 65,8 60,5

Cb2 (lv + ln)

151

Figure 3.4.34 : Apparitions (+) et disparitions (-) des taxons entre 2008 et 2012 stations amont et aval

Hemiclepsis marginata

Hydracariens

Gerris sp.

Batracobdella paludosa

Galba truncatula

Sphaerium sp.

Asellus aquaticus

Thaumaleidae

Tipulidae

Stratiomyidae

Dolichopodidae

Physa sp.

Tubif icidae

Pisidium sp.

Ancylus f luviatilis

Hydracariens


Microvelia sp.

Hydaticus sp.

Dryops sp.

Psychodidae

Dasyheleinae

Lumbricidae

Haementeria costata

-50 0 50 100 150 200

Leignon

Apparition (+) et disparition (-) station par station

Amont

Aval

Effectifs

152

Figure 3.4.35 : Variation des proportions des taxons entre l'état initial (2008) et le suivi (2012) sur les stations du Leignon. * Taxons en commun, variant au moins de 0,5 % dans au moins une station.

L'importance des variations des effectifs relatifs et des TEBP est ici illustrée grâce aux écarts-types et moyennes de ces variations (figure 3.4.36) C'est la station aval qui a subit le plus fort remaniement. On notera aussi la faible divergence entre les deux stations en 2012. Cette faible divergence se voit aussi du point de vue taxonomique, avec l'indice de similarité de Jaccard qui a augmenté de presque 20 % (de 66,7 à 84,4 %). Ceci provient soit d'une égalisation entre les stations, soit du fait de la plus faible diversité en 2012. En effet, la baisse de diversité est due aux taxons rares, ce qui augmente le nombre de taxons en commun entre l'amont et l'aval (taxons majoritaires), et tire par là l'indice de Jaccard vers le haut.

Orthocladiinae

Gammaridae

Baetis sp.

Ephemerella sp.

Tanytarsini

Hyperhyacophila sp.

Radix sp.


Haplotaxidae

Hydracariens

Batracobdella paludosa

Glossiphonia sp.

Sphaerium sp.

Rhyacophila sp.

Lumbricidae

Physa sp.

Ceratopogoninae

Helobdella stagnalis

Hydropsyche sp.

Dasyheleinae

Enchytraeidae

Pediciini

Haementeria costata

Limnephilinae

Tanypodinae

Erpobdella sp.

Tubif icidae

Lumbriculidae

Simuliidae

Chironomini

-30,00 -20,00 -10,00 0,00 10,00 20,00 30,00

Leignon

Évolution des proportions relatives entre 2008 et 2012*

Aval

Amont

153

Figure 3.4.36 : Variations des TEBP à Leignon amont et aval entre 2008 et 2012


Avant travaux

Le SPW a réalisé une pêche électrique sur le Ruisseau du Leignon en aval de Ciney et en amont de notre site d’étude. Le but était de réaliser un inventaire ichtyologique complet. La station de 226 m a été échantillonnée en deux passages successifs et a permis la capture de 47 Chabots, 36 Epinoches à 3 épines, 86 Loches franche, 21 Ombres commun et 25 Truites fario, soit une biomasse totale de 98 kilos de poissons à l’hectare (tableau 3.4.41).

Tableau 3.4.41 : Résultat de la pêche électrique réalisée en 2008 sur le Leignon à Haljoux (SPW-DEMNA et DNF)

Chabot

Épinoche à trois épines

Loche franche

Truite Fario Ombre commun

Nombre d’individus

Ruisseau de Leignon 47 36 86 34 21 224

Le calcul de l’IBIP (tableau 3.4.42) classe la station en limite inférieure de la classe moyenne (15/30). La diversité spécifique est moyenne (5 espèces) mais cohérente par rapport à la taille du bassin versant (45 km²). En revanche la qualité de l’eau, bien qu’elle permette le développement des Salmonidés, est sanctionnée vu la proportion d’espèces polluotolérantes (loches et épinoches) vis-à-vis des espèces plus polluosensibles comme le chabot. Le chabot est connu pour être une espèce particulièrement sensible aux pollutions organiques et azotées.

-1,0 -0,8 -0,6 -0,4 -0,2 0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0

-1,5

-1,0

-0,5

0,0

0,5

1,0

(1) ≤ 1 an

(1) > 1 an

(2) < 1

(2) 1

(2) > 1

(3) aquatique passif

(3) aquatique actif

(3) aérien passif

(3) aérien actif

(4) v ol

(4) nageur en surf ace

(4) nageur en pleine eau

(4) rampant

(4) f ouisseur

(4) interstitiel

(4) f ixation temporaire

(5) absorbeur(5) mangeur de sédiments f ins

(5) broy eur

(5) racleur, brouteur

(5) f iltreur

(5) perceur

(5) prédateur

(5) parasite

(6) chenal(6) rives, chenaux secondaires

(6) étangs, mares

(6) marais, tourbières(6) eaux temporaires(6) lacs

(6) eaux souterraines(7) crénon(7) épirithron

(7) métarithron

(7) hyporithron

(7) épipotamon

(7) métapotamon

(7) estuaires

(7) hors hy drosy stème f luv ial

(8) blocs, galets

(8) grav iers

(8) sables

(8) limons

(8) macrophy tes, algues f il.

(8) microphy tes

(8) branches, racines

(8) litière

(8) v ase

(9) nul

(9) lent

(9) moy en

(9) rapide

(10) oligotrophe

(10) mésotrophe

(10) eutrophe

(11) xénosaprobe

(11) oligosaprobe

(11) béta mésosaprobe

(11) alpha mésosaprobe(11) poly saprobe

Leignon

Log des variations des TEBP à l'amont et à l'aval entre 2008 et 2012

Lei am 12-08

Le

i a

v 1

2-0

8

154

Après travaux

En 2012 nous avons dû ré-analyser les données de pêches de 2008. La pêche distinguait en réalité deux tronçons, l'un en amont, l'autre en aval du pont de la ferme d'Haljoux. Bien que le tronçon aval dépasse la taille du site aménagé, et que le tronçon amont ne couvre pas la station de référence, ils sont tout de même considérés comme représentatifs de la situation initiale. Les comparaisons doivent se faire sur les densités puisque les sites de pêches sont de taille différente.

Dans le résultat des IBIP de 2008 (tableau 3.4.42), on constate que l'aval souffre d'un moins bon habitat et d'une moins bonne qualité de l'eau. Sur le postulat que la qualité de l'eau n'a pas changé entre les deux tronçons contigus, la différence entre l'amont et l'aval du pont de la ferme d'Haljoux ne réside que dans l'hydromorphologie du lit. Si les densités en truites, ombres et chabots ne sont pas très discriminantes (environ 400, 230 et 550 ind/ha respectivement), de même que la structure des populations si ce n'est que les ombres sont globalement plus petits à l'aval (tableau 3.4.42), leurs proportions sont plus grandes à l'amont, tandis que les loches et les épinoches sont plus typiques de l'aval (6 et 8 fois plus denses). Cette tendance est largement confirmée par les données de la pêche de sauvetage effectuée en 2010. Au final, malgré une densité double à l'aval, la biomasse observée par hectare est très similaire.

Le fait que le sous-indice « qualité de l'eau » soit moins bien classé à l'aval signifie qu'il n'est pas totalement indépendant du sous-indice « qualité de l'habitat », puisqu'ils sont calculés sur base des mêmes espèces.

Sur ces constatations, la reméandration de la station aval devrait avoir un impact plus que positif sur les poissons, ce qui n'est pas le cas.

Les densités observées en truites, ombres, et chabots se voient multipliées d'un facteur 2 à 4 (respectivement 339 à 1243, 234 à 452 et 547 à 1525 ind/ha ; tableau 3.4.43), et les loches déclinent (1589 à 452 ind/ha), améliorant le rapport chabot/loche. Un fait marquant est la diminution de la taille des individus de truites et ombres (tableau 3.4.44).

Par contre, les épinoches passent de 22 à 71 % des individus capturés, avec une densité observée de presque 9000 ind/ha. Cette espèce tolérante et pondeuse non-spécialisée ne permet pas aux différents sous-indices d'augmenter.

La qualité de l'eau ne semble pas être un problème selon les analyses physico-chimiques (voir aussi invertébrés et macrophytes), d'autant que la densité des espèces intolérantes augmente. L'explication peut donc provenir d'une augmentation de l'attractivité du secteur pour l'épinoche. Il s'agit d'un poisson d'eaux stagnantes ou faiblement courantes. Le mâle construit un nid en agglutinant des débris organiques, enfouis dans la vase (Spillmann, 1961). L'envasement et les faibles vitesses constatés sur le tronçon sont donc propices à l'épinoche.

Tableau 3.4.42 : Synthèse des résultats des IBIP en 2008 et 2012 pour les stations du Leignon. int. dom = intolérente dominante.

Leignon aval

2008 2008 2012

Indice richesse spécifique (/10) 4 4 4

Indice Nb espèces natives (/5) 2 2 2

Indice Nb espèces benthiques (/5) 2 2 2

Indice qualité de l'eau (/10) 8 4 5

Indice % ind intolérants (/5) 4 2 1

Indice Nb chabot / Nb chabot+loche (/5) 4 2 4

Indice qualité de l'habitat (/10) 9 5 5

Indice % ind pondeurs spécialisés (/5) 5 1 1

Indice % alevin/adulte espèce int.dom. (/5) 4 4 4

IBIP (/30) 21 13 14

Leignon

amont

155

Tableau 3.4.43 : Résultats des pêches électriques de 2008 et 2012 sur le Leignon.

Tableau 3.4.44 : Mensurations des poissons des pêches électriques de 2008 et 2012 sur le Leignon.

Bilan poissons

Il conviendra de ne pas conclure trop rapidement, sur base d'une seule donnée de pêche après travaux, d'autant que la station amont n'a pas été échantillonnée en 2012. Mais il y a une cohérence entre la diminution de débit et l'augmentation de l'épinoche, qui empêche les poissons rhéophiles de faire valoir leur « essor » au niveau de l'IBIP. L'essor est net puisque malgré que les individus soient globalement plus petits, la densité augmente suffisamment que pour faire augmenter la biomasse par hectare.

Taille (mm) Poids (g)

Moyenne Médiane Moyen Médiane

Leignon amont 2008Truite fario 225 222 224 243

Ombre commun 255 269 161 172

Leignon aval 2008Truite fario 246 256 229 206

Ombre commun 177 108 119 10

Leignon aval 2012Truite fario 148 169 90 68

Ombre commun 58 55 / /

Amont 2008 Longueur totale (mm)


Truite fario 13 4 0,69 19 89,9 401 72 430 26,2

Ombre commun 8 2 0,75 11 37,9 236 105 282 15,4

Loche franche 8 0 1,00 8 2,1 189 88 116 12,3

Chabot 20 5 0,75 27 4,3 590 38 122 38,5


Somme 52 13 0,75 69 134,2 1533

65

Aval 2008 Longueur totale (mm)


Truite fario 12 1 0,92 13 77,6 339 94 410 9,7

Ombre commun 1 8 / / 27,9 234 96 375 6,7

Loche franche 40 21 0,48 84 17,7 1589 87 140 45,5

Chabot 13 8 0,38 34 7,8 547 43 120 15,7


Somme 83 51 0,39 215 131,8 3490

134

Aval 2012 Longueur totale (mm)


Truite fario 19 3 0,84 23 86,4 1243 52 316 9,9

Ombre commun 4 4 0,00 / / 452 52 69 3,6

Loche franche 7 1 0,86 8 5,3 452 70 135 3,6

Chabot 15 12 0,20 75 31,5 1525 43 134 12,1


Somme 160 63 0,61 264 138,2 12599

223

Probabilité

de capture

Biomasse

obs. kg/ha

Nb ind/ha

obs.

Probabilité

de capture

Biomasse

obs. kg/ha

Nb ind/ha

obs.

Probabilité

de capture

Biomasse

obs. kg/ha

Nb ind/ha

obs.

156

3.5 Synthèse

Les principaux aménagements réalisés sur les masses d’eau du Bocq concernent des obstacles pour la plupart infranchissables. Au cours de ce projet plus de 20 obstacles ont été soit aménagés, soit supprimés. Les cartes ci-jointes (figure 3.4.37) montrent l’évolution de la situation depuis l’inventaire réalisé par la Fédération des Pêcheurs de l’Est en 2004.

Figure 3.4.37 : Inventaire des obstacles du bassin du Bocq (Fédération des Pêcheurs de l’Est 2004) et

travaux effectués dans le cadre du projet Walphy

Les progrès réalisés en matière de connectivité longitudinale sont donc importants. Il fallait cependant

mettre en place un suivi de l’évolution des peuplements pour évaluer l’impact réel des travaux.

Le suivi de ces levés d’obstacles n’est pas évident car il nécessite le développement d’une

méthodologie qui n’a pas été prévue lors de l’élaboration du projet. Nous n’avons donc pu suivre que

deux situations bien différentes.

157

Celle de l’arasement du déversoir de Spontin a donné des résultats très marqués en grande partie

prévisibles. En effet, les peuplements d’invertébrés et de poissons limnophiles installés en amont du

barrage ont laissé la place à des peuplements plus rhéophiles et plus typiques d’une zone

salmonicole. Même si la diversité d’invertébrés est restée relativement faible après travaux, les

différents indices ont bien augmenté grâce à la présence de taxons plus sensibles. La biomasse

piscicole a nettement progressé de 38 à 97 kg/ha et l’IBIP passe de 19 à 24. La multiplication des

truites fario (de 1 à 33 individus) et l’apparition de l’ombre commun sont des résultats très significatifs.

La deuxième situation suivie est celle de la passe à poissons au déversoir du Maka à Yvoir. Ici les

résultats ne sont pas à la hauteur du travail effectué. Peu de passages de poissons ont été observés,

suite sans doute aux conditions climatiques peu favorables du printemps 2013 mais aussi au

fonctionnement aléatoire de la centrale hydroélectrique, ainsi qu’à quelques défauts de conception de

la passe elle-même. D’autres suivis devraient être menés pour s’assurer que les poissons de la

Meuse puissent remonter dans le Bocq vu les nombreux aménagements réalisés.

Un suivi par radio-télémétrie de deux autres obstacles a été réalisé par la Société Profish sur le pré-

barrage au site de la Forge Aminthe et sur le bras de contournement dans le Parc Dapsens. Sur 17

poissons marqués et relâchés en aval du site d’étude, seuls 7 poissons ont pu être étudiés. Les deux

aménagements sont franchissables puisque 100 % des individus qui ose sont déplacés ont emprunté

le pré-barrage et 71% le bras de contournement (Goffaux 2013).

D’autres chantiers ont été suivis sur le Bocq. Ils concernent plus la diversification des habitats à

Spontin Vivaqua, à Emptinal et sur le Ruisseau du Leignon. Pour les stations sur le Bocq les résultats

sont toujours positifs malgré le peu de recul par rapport aux travaux. Par contre, sur le Ruisseau du

Leignon ils sont plus mitigés mais sans doute pour une cause extérieure aux aménagements.

A Spontin Vivaqua, le placement de blocs et de galets dans la cunette bétonnée a eu pour effet une

augmentation de 11 à 17 microhabitats traduit par l’augmentation de l’indice morphodynamique de

11,4 à 13,8. L’attractivité est bien supérieure grâce à la création des caches et des frayères, l’indice

IAM passant de 343 avant travaux à 2408 après travaux. Le peuplement d’invertébrés s’est quelque

peu modifié avec une forte diminution des éphéméroptères liée à la diminution des herbiers suite aux

travaux et à une augmentation importante des diptères Simuliidae ce qui déséquilibre les

communautés. La biomasse piscicole a progressé de 5,6 à 78 kg/ha mais le secteur reste encore

pauvre et peu productif.

La reméandration à Emptinal a permis une augmentation des microhabitats de 12 à 19 mais une

grande partie des substrats est constituée de limons compactés (38 %) peu intéressants pour la

faune. L’indice de la qualité physique passe de médiocre (1502) à très bonne (7276) grâce à la

présence de caches en sous-berge, de frayères de galets mais aussi à l’amélioration de

l’hétérogénéité via la diversification des faciès d’écoulement. Cela se traduit au niveau du peuplement

d’invertébrés qui croît en nombre d’individus (1147 à 5024), en richesse taxonomique (22 à 33) et

donc de l’indice IBGN qui passe de 9 à 16/20. Les résultats des pêches électriques montrent aussi

une nette évolution après travaux même si le nombre d’espèces reste pareil, le nombre de poissons

capturés passe de 208 à 666, la biomasse de 75 à 222 kg/ha, l’IBIP de 22 à 24 et l’IAM de 273 à

1135.

Enfin le suivi effectué sur le Ruisseau du Leignon fut perturbé par le problème de répartition des

débits entre le cours principal et le bief du moulin (annexe 3.32). Sur la station reméandrée les

résultats sont mitigés avec une augmentation de 9 microhabitats qui ne se traduit pas au niveau des

macroinvertébrés dont l’abondance et la diversité diminuent. Au niveau des populations de poissons

les résultats ne montrent aucune différence significative après travaux sauf une augmentation

importante du nombre d’épinoches qui peut être liée à la diminution du débit.

158

3.6 Discussion

3.6.1 Arasement de déversoirs

L'impact de l'arasement du déversoir de Spontin sur l'hydromorphologie s'est marqué par une augmentation sensible des vitesses en parallèle à la diminution de la profondeur. Le paramètre vitesse a permis le « nettoyage » de la couche de fines accumulée sur le fond. L'effet a été visible sur les trois indicateurs biologiques utilisés, avec pour chacun un passage d'une communauté lentique à une communauté lotique, permettant dans tous les cas une augmentation des indices biotiques.

Ce résultat était attendu (Hansen et Hayes, 2011 ; Bushaw-Newton et al., 2002 ; Maloney et al., 2008 ; Stanley et al., 2002), mais plusieurs éléments ne font pas consensus. Le temps de rémission par exemple fait débat. Les dizaines d'années d'Hansen et Hayes (2011) semblent pessimistes face à l'année ou deux des trois autres études. Dans le cas de Spontin, au niveau des invertébrés, aucun élément tangible ne peut suggérer que la station amont n'a pas fini son évolution. En effet, les stations amont et aval sont très semblables, et les différences constatées entre les deux n'ont pas de rapport évident avec l'ancienne perturbation qu'était la retenue d'eau. Pour les macrophytes, une évolution est attendue dans les années à venir. Il en sera probablement de même pour les poissons. Pour ces derniers, il faudrait une étude à plus large échelle et sur un plus long terme, pour attester de l'impact de la continuité longitudinale rétablie sur l'ensemble du bassin du Bocq grâce au projet. Une revue de Hart et al. (2002) mentionne de nombreux cas d'effets positifs sur les poissons migrateurs dont l'accès aux zones en amont des barrages avait disparu. Il manque par ailleurs d'études quantitatives sur les poissons résidents.

L'autre point sujet à débat est l'impact en aval. Celui-ci est dû au mouvement et à la sédimentation des particules fines, qui dans le cas de Orr et al. (2008) a conduit à une diminution immédiate de 60 % du périphyton, et un déclin drastique des Éphéméroptères, des Trichoptères et de certains Diptères. Leurs populations étaient encore inférieures à la station de référence à la fin de la période d'étude. Cette étude sur deux barrages de 1 et 1,5 m de hauteur dans le Wisconsin a été menée un an et demi après les travaux, comme sur le Bocq. Pour ce dernier, l'impact certain post-travaux ne semble pas avoir perduré, de sorte que les changements de la station aval n'ont pas de lien avec ce type de perturbation.

L'impact de la sédimentation et d'éventuels composés toxiques dépend des quantités accumulées par le barrage, et de l'hydromorphologie de la zone aval propice ou non à la sédimentation des particules mises en mouvement (Hart et al., 2002).

3.6.2 Reméandration

Sur le Leignon, le principal point auquel a abouti l'analyse du milieu physique et des indicateurs biologiques est la diminution du débit qui a touché les stations. La qualité de l'eau ne semble pas s'être dégradée, comme indiqué par les dosages et tous les indicateurs. Si les macrophytes n'ont pas été sensiblement touchés par ce problème, les macroinvertébrés et les poissons montrent une évolution cohérente avec l'envasement des stations, sans toutefois diminuer en qualité selon les valeurs de leurs indices respectifs. Ceci rejoint les résultats de Larsen et al. (2011) qui ont testé expérimentalement l'effet d'une augmentation de la sédimentation de particules fines. La composition de la communauté s'est vue décalée notamment vers les Chironomidae et les Oligochètes. Les taxons favorisés possédaient les caractéristiques suivantes : fouisseurs, cycles courts, mangeurs de particules fines et respiration tégumentaire. La quasi disparition des gammares a aussi été constatée dans le Leignon. Dans leur étude les Simuliidae déclinent, ce qui n'est pas le cas pour le Leignon, et est peut-être un effet saisonnier (voir 3.5.3. Saison). Dewson et al. (2007), spécialistes en la matière, énoncent en effet que la diminution du débit s'accompagne d'une diminution de la vitesse et de la profondeur, ce premier paramètre provoquant une sédimentation accrue. La température et la physico-chimie de l'eau peuvent changer, ce qui n'est sans doute pas le cas sur le Leignon puisque le tronçon sujet à cette diminution de débit est court (quelques centaines de mètres). Si la diversité en invertébrés diminue généralement, même si ce n'était pas le cas de Larsen et al. (2011) ni pour le Leignon, la densité montre une réponse variable car influencée par une série de facteurs ayant trait à l'habitat, la nourriture et les interactions biotiques. L'effet sur la composition de la communauté macrobenthique est néanmoins clair puisque l'habitabilité du milieu s'accroît pour certains taxons et décroît pour d'autres.

159

Avant les travaux, les macroinvertébrés n'étaient pas très discriminants entre l'amont et l'aval. Ni les dendrogrammes, ni les histogrammes n'individualisent la station aval dans son état rectifié en 2008. En réalité, l'impact des projets de reméandration sur les invertébrés fait un grand débat, à coup de revues engagées et d'études à discussions très argumentées. Lepori et al. (2005) ont suivi la restauration de plusieurs kilomètres de rivières canalisées en Suède, après 3 à 8 ans, soit un temps jugé suffisant. Les blocs des digues ont été placés dans les lits de manière à « imiter » au mieux les rivières naturelles. Aucune amélioration n'a été mise en évidence. La principale hypothèse est que l'échelle des travaux n'est pas appropriée pour les invertébrés. La diversité des macroinvertébrés dépend de l'hétérogénéité à une échelle très localisée. La diversité beta (différence de diversité) entre deux patches dépend de l'hétérogénéité au sein des patches et des variations des caractéristiques de l'habitat entre eux. Après restauration, les habitats sont essentiellement les mêmes qu'avant, et donc favorables aux taxons qui y étaient déjà présents. Si les annexes hydrauliques avaient été fonctionnelles (sous eaux) sur le Leignon, des taxons faisant partie des Hétéroptères, Coléoptères et Odonates les auraient sans doute colonisés et ainsi accru la richesse taxonomique.

Pour les poissons, ils ne constatent pas de changements notables. Les poissons occupent l'espace à une plus large échelle que les invertébrés, utilisant différents habitats pour l'alimentation, le frai et le refuge. Dans leur cas, la diversification n'a pas créé de mouilles (pools), de berges végétalisées, de bras-morts etc. qui eux auraient eu un impact certain. Dans le cas du Leignon, les poissons semblaient mieux lotis à l'amont qu'à l'aval avant les travaux, signe qu'ils étaient sensibles à l'habitat au niveau stationnel. Il est probable que sans le problème de débit, la situation en aval se serait améliorée pour eux.

Cette vision de l'échelle des travaux par rapport à celle des organismes avait déjà été suggérée par Bond et Lake (2003). Selon eux, les dégradations ont eu lieu à grande échelle, souvent au niveau du bassin versant tout entier, alors que les projets de restauration sont souvent très restreints et localisés (généralement de l'ordre de quelques centaines de mètres à quelques kilomètres), pour des raisons souvent économiques ou de faisabilité. Lake et al. (2007) ajoutent que les projets de restauration ponctuels peuvent résoudre un problème spécifique local, mais qu'en général, la dégradation à large échelle prévaut sur les aménagements.

Palmer et al. (2010), ré-appuyés par Bernhardt et Palmer (2011) avec un titre sans équivoque (« River restoration : the fuzzy logic of repairing reaches to reverse catchment scale degradation ») insistent en ce sens en posant comme condition sine qua non que les dégradations à large échelle (urbanisation, agriculture, qualité de l'eau) doivent être résolues pour que les organismes répondent à l'hétérogénéité accrue issue des aménagements. L'hydromorphologie, à moins qu'elle ne soit sévèrement dégradée, ne serait pas le facteur le plus limitant, contrairement à la qualité de l'eau. Ils s'appuient sur le fait que même les études menées 10 ans après les mesures de restauration, très peu donnent des résultats probants. Seuls les poissons semblent plus réactifs (Roni et al., 2008 ; Palmer et al., 2010 ; Bernhardt et Palmer, 2011). Dupont et al. (2007), pour la Semois, arrivent également à la conclusion que les poissons réagissent mieux à la diversité en habitats présents quelle que soit la qualité de l'eau, tandis que la composition en invertébrés est essentiellement déterminée par la qualité de l'eau.

En terme de densité en invertébrés, elle n'est affectée que si l'homogénéisation est très forte (cas des cunettes bétonnées) ou en cas de dragage (Friberg et al., 1998). Il n'y a donc a priori pas de raison que la densité soit modifiée suite aux aménagements, après rémission de la chute post-travaux. Sur le Leignon, un moyen d'augmenter la densité globale en invertébrés est de recouvrir totalement le substrat « dalle limoneuse », inexploitable pour eux, comme constaté dans le cas de la Veyle (Bureau d'étude Eaux continentales, 2008). Sur le Leignon et le Bocq, la densité très variable par substrat et par année d'échantillonnage n'a pas suivi une tendance générale.

Jähnig et al. (2011) donnent quelques chiffres représentatifs de la situation. Sur 26 projets allemands destinés à améliorer l'hydromorphologie, 48 % ont une meilleure qualité écologique (point de vue DCE) au niveau piscicole, contre seulement 20 % pour les invertébrés. Dans 40 % (poissons) et 60 % (invertébrés) des cas, le statut n'a pas changé. Dans 12 et 20 % des cas respectivement, la situation s'est empirée. Ceci fait que le bon état n'était toujours pas atteint pour 84 % des cas (poissons) et 77 % (invertébrés). Dans la majorité des cas par contre, l'esthétique du paysage, dépendant directement de l'hydromorphologie, a été améliorée. Selon Jähnig et al. (2011), l'aspect esthétique et le côté récréationnel/éducatif des projets de restauration sont importants pour la perception et la communication auprès du public, et souvent délaissés au profits d'arguments scientifiques.

160

Tous les auteurs cités ci-avant préconisent des projets à large échelle, et s'attaquant à toutes les perturbations qui affectent les cours d'eau, de sorte que les aménagements destinés à augmenter l'hétérogénéité aient un impact plus important. Un bel exemple de projet mené à grande échelle concerne la restauration du bassin du Drugeon (Jura français). La totalité de la rivière a été reméandrée (ou diversifiée), les zones humides restaurées et des mesures efficaces contre les rejets d'eaux usées domestiques et les effluents agricoles ont été prises. Les affluents du Drugeon ont aussi été ciblés. L'impact positif sur les poissons et les invertébrés est sans équivoque (Degiorgi et al., 2007).

Comme énoncé précédemment, le temps ne semble pas être responsable des maigres effets observés, puisque des études sont souvent menées après 8-10 ans (range de 1 à 20 ans pour une moyenne de 3,4 ans ; Roni et al., 2008). Pour le Leignon, les substrats de la station de référence et de la station aménagée en 2012 sont toujours côte à côte dans les dendrogrammes. Deux années ont donc été suffisantes pour le rétablissement de la communauté d'invertébrés.

Les macrophytes par contre n'ont clairement pas entièrement récupéré de la perturbation qu'ont été les travaux. La dérive de fragments et propagules provenant de l'amont est la principale source de colonisation (Lorenz et al., 2012). Sur le Leignon, la recolonisation semble déjà bien entamée, mais les patches de callitriches sont encore petits comparés à la station amont. Dans quelques années, l'ombrage créé par les arbres riverains va réduire la quantité d'hydrophytes. L'impact pourrait être positif puisqu'un excès d'hydrophytes (tel les 80 % de recouvrement avant travaux) entraîne de fortes variations de l'oxygène dissous : sur-saturation le jour, et déficit la nuit (Dufay et al., non-daté). Le prélèvement du CO2 mène à une augmentation du pH et donc tire l'équilibre ammonium/ammoniac vers l'ammoniac, très toxique pour les poissons (Haury et Baglinière, 1996). Ces deux problèmes ne se produisent peut-être pas dans le Leignon, rapide et peu profond, ce qui pourrait être démontré par un monitoring continu (Descy, com. pers.). S'il s'avère que de tels phénomènes surviennent sur le Leignon, la ripisylve pourra avoir un impact positif.

Un autre effet positif de la zone tampon, herbacée, arbustive ou arborée, entre la rivière et l'environnement alentour est, généralement, l'augmentation de la qualité de l'eau. Parkyn et al. (2003) ont en effet rassemblé une série d'études qui tendent à montrer des changements de la communauté macrobenthique vers un assemblage plus typique d'une eau de meilleure qualité. L'ombrage de la canopée permet aussi de limiter le réchauffement de l'eau, néfaste aux espèces de têtes de bassins (Bureau d'étude Eaux continentales, 2008). Il faut bien sûr que cette zone tampon soit assez large (4-5 m au moins) et qu'elle ne soit pas trop localisée (Parkyn et al., 2003 ; Lake et al., 2007).

Par ailleurs, l'effet de l'ombrage des arbres jouxtant le cours d'eau au niveau de l'abondance des macroinvertébrés semble être site-spécifique. Concrètement, cela signifie que cet ombrage améliore ou altère la densité en invertébrés différemment selon le site (Riley et al., 2009). Toutefois, dans la plupart des cas, l'absence de canopée fournit de la lumière en quantité importante aux macrophytes qui se développent alors généreusement. L'abondance des macroinvertébrés est accrue, et celle des poissons suit également. De même, inversement, comme démontré par Riley et al. (2009) qui ont analysé l'impact de la repousse de la canopée sur une rivière anglaise, une canopée fournie limite le couvert macrophytique, et donc les macroinvertébrés –du simple au double– puisque les hydrophytes sont un habitat très biogène. Cette diminution de proies pour les poissons fait chuter la survie des alevins de Salmonidés relâchés. L'effet sur la composition en macroinvertébrés diffère selon les sites. Ce résultat sur les poissons contraste avec la review de Roni et al. (2008) qui remarquent que globalement la densité en poissons est plus faible là où la végétation riveraine est soumise à l'action intensive des herbivores.

3.6.3 Saison d’échantillonage

L'impact de la saison d'échantillonnage a suffisamment été mis en évidence dans ce travail. Couplé à la variabilité inter-annuelle, il souligne l'importance de posséder une station de référence. La phénologie des différents taxons peut avoir un impact sur le bio-monitoring.

Rosillon (1985) constate dans le Samson que le pic de Diptères et d'Oligochètes se produit vers mai/juin, tandis que les Trichoptères, Coléoptères, Gammares et Éphéméroptères sont plus nombreux en août/septembre. Ces constatations sont globalement cohérentes avec les observations sur le Bocq, et dans une moindre mesure sur le Leignon.

Taxons par taxons, il est normal de voir décliner Baetis, Hydropsyche, les Rhyacophilidae et augmenter Ephemerella et les Elmidae entre l'état initial et 2012. Les Orthocladinae ont leur pic en mai, et normalement les Chironomini devraient l'avoir en juilllet/août (voir aussi Evrard, 1995) ce qui

161

n'est pas le cas. Egglishaw et Mackay (1967) avaient aussi observé ces pics pour des rivières d'Écosse. En ce qui concerne les Simuliidae, ils ont plusieurs pics par an (Ladle et al., 1977), rendant l'interprétation des différences saisonnières plus problématiques.

Si la saisonnalité ne colle pas toujours pour le Leignon, c'est en raison de la diminution du débit. Par exemple, le pic d'Erpobdella devrait se produire de septembre à novembre (Elliott, 1973). Mais sa population augmente fort sur le Leignon (échantillonné en mai 2012 par rapport à juin 2008). Si le milieu lui est devenu plus favorable, ce n'est probablement pas la seule explication. Aston et Brown (1975) imputent les fortes populations d'Erpobdella à l'augmentation des Oligochètes (particulièrement Tubificidae, leurs proies principales) en aval de rejets pollués. Ceci est aussi cohérent avec l'augmentation des Oligochètes sur le Leignon.

À la variabilité saisonnière s'ajoute la variabilité inter-annuelle. Une autre étude de Rosillon (1989) menée pendant 5 ans sur le Samson met en évidence une variabilité inter-annuelle forte de la densité et de la diversité de Shannon, et des différences d'une dizaine de taxons en terme de richesse taxonomique (toutefois considérées comme non-significatives). Gammarus, Ephemerella, Torleya, Baetis, Elmis, Rhyacophila, Hydropsyche et Chironomidae sont très variables, alors que Limnius, Tubifex et les Simuliidae le sont moins. Rosillon (1989) relie cette variabilité aux crues, à la disponibilité en nourriture (litière, périphyton) et aux dates d'émergences fluctuantes.

Un autre type de variabilité est de type spatiale. Celle-ci agit à très large échelle (aspect climatique), ou à une échelle plus grande (inter-rivière et intra-rivière). La plus grande variabilité intra-rivière en terme de richesse taxonomique, densité et dominance, soit 70 % selon Li et al. (2001 ; ouest USA), est associée à de la « variation spatiale locale non-structurée », c'est-à-dire la variabilité résiduelle que les auteurs n'ont pas su expliquer.

Le dernier problème provient des espèces marginales. Li et al. (2001) ont prouvé, sur des tronçons 80 fois plus longs que larges, que des nouveaux taxons continuent à être ajoutés à la liste faunistique même après 50 échantillons au Surber. La richesse taxonomique est donc fortement dépendante de l'effort d'échantillonnage, tandis que l'influence inter-opérateur est négligeable (Clarke et al., 2002). Cette dernière peut se faire ressentir au niveau de l'étape de détermination, mais l'impact n'est sans doute pas conséquent.

À l'instar de ce travail, Jähnig et al. (2009) ont montré que les différences de richesse taxonomique entre les sites restaurés ou non de leur études proviennent surtout de taxons présents exclusivement dans l'un ou l'autre site, et généralement en très faible abondance.

Tous ces éléments peuvent avoir une influence sur les résultats des bio-monitorings. Selon l'étude de Rosillon (1985) sur le Samson, le minima de diversité se situe en mai (56 taxons) et le maxima en août (68 taxons). Un des paramètres de l'IBGN étant la richesse taxonomique, cette variation de diversité aura un impact certain, qui a d'ailleurs été illustrée dans ce travail. En analysant des données d'invertébrés du Bocq (DEMNA) au même endroit, entre deux campagnes espacées d'un an jour pour jour, on remarque une différence de 3 points de la note IBGN (14 vs 17) sans changement du GFI. La différence se joue sur les taxons marginaux, mais pas seulement (disparition marquée des Limnephilidae et apparition des Lepidostomatidae). Toute cette variabilité n'a semble-t-il rien d'inquiétant (Frédéric Chérot, com. pers.). La composition de la faune macrobenthique reste malgré tout très stable d'année en année si il n'y a pas de perturbations anormales (Robinson et al., 2000).

Šporka et al. (2006) remarquent en Slovaquie la diminution des indices de diversité de Simpson et d'équitabilité associé, de février à août. Par contre, Linke et al. (1999), au Canada, ne constatent pas de changements de ces mêmes indices, et ce malgré une variation de diversité. Il en est de même avec les indices de Shannon et d'équitabilité utilisés dans ce présent suivi.

Linke et al. (1999) considèrent leurs rivières comme ayant une meilleure qualité écologique en hiver qu'en été. Šporka et al. (2006) confirment qu'en été (juin/août), la qualité écologique est plus faible. Leurs métriques concernent la saprobie, les préférendums de substrats et de courants et les modes d'alimentation. Leurs résultats contrastent avec ceux obtenus sur le Bocq, où la diversité est supérieure en été, saison où les TEBP associés à une « mauvaise qualité écologique » selon Šporka et al. (2006) tendent à augmenter par rapport au printemps (haut niveau trophique, bas du continuum etc. cf. histogramme des variations des TEBP sur le Bocq ; Figure10).

3.6.4. Suivi

Au vu des éléments développés ci-avant, avoir une station de référence est donc nécessaire. À ce propos, le terme « référence » suggère une perfection écologique, ce qui s'avère ne pas être le cas

162

ici. Le terme de station « contrôle » tel qu'utilisé dans la littérature serait plus approprié. Nul besoin de perfection quand l'objectif est de constater divers effets étrangers aux travaux, afin de pouvoir les soustraire sur les stations aménagées. Notons que cela n'a pas porté préjudice à l'interprétation des résultats pour le Bocq, où l'impact des aménagements est clair, mais ça aurait posé problème pour le Leignon en menant la conclusion vers un échec total des travaux.

Pour en revenir au Bocq, la forte population d'Elmidae à Senenne a eu un impact sur les dendrogrammes et sur les TEBP, ce qui peut faire réfléchir sur sa représentativité pour l'ensemble du cours d'eau. Cela n'a toutefois pas été dommageable à l'interprétation des résultats.

En outre, pour faciliter l'interprétation des résultats, il est utile d'effectuer le suivi de tous les indicateurs sur toutes les stations. Par exemple, des pêches électriques à Senenne et Leignon amont auraient permis de discuter davantage sur les données piscicoles des stations aménagées. Pour bien faire, les pêches devraient être réalisées sur des secteurs identiques avant et après afin de faciliter les comparaisons. De même, la cartographie complète (vitesses et profondeurs en plus des substrats) de la station de référence du Leignon aurait illustré de manière certaine l'impact de la diminution du débit sur les vitesses et profondeurs.

Pour l'arasement du déversoir de Spontin, les indices biotiques et abiotiques (i.e. coefficient morphodynamique) se sont avérés suffisants pour juger de l'impact de cet aménagement. Ce n'est pas le cas du Leignon, où des analyses détaillées des communautés macrobenthique et piscicole ont été nécessaires.

Les histogrammes des variations (de peuplement ou des TEBP) montrent bien l'effet saison. Les dendrogrammes couplés à la méthode IndVal de Dufrêne et Legendre (1997) mettent en évidence les différences site-spécifiques. Une confirmation peut-être obtenue par RDA partielles et un codage habile des différentes « variables environnementales » (saison, site et travaux).

Les statistiques sont souvent décriées en raison de la forte variabilité autour des invertébrés qui rend les analyses type ANOVA sur les différentes métriques (richesse taxonomiques, indices de diversité, densités et indices relatifs aux TEBP) peu puissantes, et concernant la réalité écologique du résultat de ces analyses (Palmer et al., 2010 ; Lepori et al., 2005). Les méthodes plus descriptives utilisées ici s'avèrent très efficaces et très complètes.

Le coefficient morphodynamique n'a pas évolué positivement sur le Leignon notamment parce qu'il ne tient pas compte des surfaces des microhabitats (seulement le microhabitat majoritaire et la diversité en microhabitats). Même si le résultat sur le Leignon n'avait pas été biaisé par la diminution globale des vitesses, le coefficient morphodynamique n'aurait augmenté que grâce aux nouveaux microhabitats très minoritaires. Dans ce cas-ci, cet indice n'a rien apporté.

Un autre indice « inutile » dans le cas du Leignon est l'IBMR, dont le seul intérêt est de confirmer la qualité de l'eau. Les hélophytes possèdent une CSi supérieure à celle des hydrophytes dans le cas du Leigon, et améliorent légèrement l'IBMR, qu'ils aient été plantés lors des aménagements ou pas. Le reprofilage des berges les rendant beaucoup moins abruptes permet la colonisation et le maintien des hélophytes (Lorenz et al., 2012 ; Pedersen et al., 2006 ; Hrivnák et al., 2009), comme cela a été constaté sur toutes les stations.

3.7 Conclusion

L’évaluation des impacts des types d'aménagements analysés a mené à des résultats mitigés mais encourageants. L'arasement du déversoir de Spontin a eu des conséquences claires, et attendues, sur l'hydromorphologie et les communautés des différents indicateurs biologiques. Tous ont sensiblement changé d'un caractère lentique à lotique, que ce soit les poissons avec une diminution des espèces limnophiles et l'augmentation des rhéophiles, les invertébrés de par le déclin des Chironomidae et l'essor des Trichoptères et Éphéméroptères, et enfin les macrophytes avec la disparition des espèces lentiques également. Ceci a permis une augmentation de leurs indices respectifs. La continuité longitudinale rétablie devra se mesurer grâce aux poissons sur un plus long terme, et sur l'ensemble du bassin du Bocq puisque la majorité des obstacles ont été aménagés dans le cadre du projet Walphy.

Dans le cas du Leignon, la diminution du débit a été prédominante dans l'interprétation des résultats. La sédimentation des particules fines résultant de la diminution de la vitesse du courant a fait évoluer le peuplement macrobenthique vers une composition et des caractéristiques plus limnophiles, sans toutefois en déprécier la qualité par rapport à l'état initial de 2008.

163

Le milieu semble être devenu moins optimal pour la loche, plus attractif pour le chabot, la truite et l'ombre, mais aussi, dans une très large mesure, pour l'épinoche. Sans ce « bémol », la composante piscicole du Leignon se serait améliorée.

La faible réaction des invertébrés illustre un phénomène largement argumenté dans la littérature, à savoir que ces organismes ne sont pas sensibles aux travaux visant à augmenter l'hétérogénéité si la qualité d'eau est limitante. Ainsi les projets devraient être réalisés à large échelle en s'attaquant à toutes les perturbations de sorte que les poissons profitent pleinement du milieu à l'échelle du cours d'eau, que les invertébrés se développent grâce à la qualité de l'eau améliorée, et que la végétation riveraine joue un rôle tampon et un rôle structurant depuis l'amont jusque l'aval.

Un autre aspect inhérent aux macroinvertébrés est la grande variabilité spatiale, saisonnière et annuelle qui les module, et insiste aussi sur l'intérêt de posséder une station « contrôle ». Il est important aussi de contrôler justement tous les éléments biotiques et abiotiques sur ces stations lors des suivis.

Tous ces « éléments » ont montré correctement l'évolution de la station de Spontin amont, mais la situation est plus contrastée pour le Leignon, où seul l'IBIP a réagi à la modification de la communauté piscicole. Les indices basés sur les invertébrés ont été peu changés parce que la communauté macrobenthique n'a pas été remaniée de manière perceptible pour eux. Dans ce cas l'évolution des TEBP s'avèrent des plus utiles.

Du point de vue statistique, les méthodes utilisées contrastent avec celles qui font usage de manière générale dans la littérature, de part leur caractère plus descriptif, sur les communautés dans leur ensemble et non sur des métriques qui en seraient issues.

La question de départ est : « La restauration hydromorphologique peut-elle faire atteindre le bon état écologique à une masse d'eau ? »

La réponse est oui, si la qualité de l'eau le permet. Les poissons sont en effet dépendants de la qualité du milieu, à la limite quelle que soit la qualité de l'eau. Mais les invertébrés ne vont réagir aux aménagements que si le milieu était très homogène. Dans le cas du Leignon, c'est la qualité de l'eau qui sera le moteur de l'amélioration. Ceci reste à démontrer par des mesures concrètes à ce niveau.

En ce qui concerne les macrophytes, il manque d'études détaillées à ce sujet, mais tout indique que la morphologie des cours d'eau est importante dans leur implantation.

Les aménagements peuvent régler des perturbations locales, qui éventuellement ont des conséquences à plus large échelle, comme c'est le cas pour les barrages, dont l'impact se fait ressentir sur tous les indicateurs, ou améliorer des situations peu naturelles assez homogènes comme les rectifications, surtout néfaste pour la faune des poissons. L'impact est également paysager, et les répercussions sur la faune et la flore terrestre ne sont sans doute pas négligeables si la rivière est restaurée en tant qu'élément faisant partie intégrante du paysage. La rivière ne se limite pas au chenal, mais comprend également les rives, les berges, la végétation riveraine et les plans d'eau associés.

La restauration hydromorphologique est un élément potentiellement utile voire nécessaire dans le processus d'atteinte du bon état écologique des masses d'eau de surface.

164

4. Masse d’eau de l’Eau Blanche aval MM05R

4.1 Station de Mariembourg 4.1.1 Contexte local et description du milieu physique

L’Eau Blanche près de Mariembourg est classée en première catégorie. Elle a subi de profondes modifications par le passé (à partir des années 60), tant au niveau du lit majeur (rectification du tracé, zones de remblais) que du lit mineur (berges retalutées, rehaussées et empierrées, abaissement du fond du lit). Dans le cadre du projet WALPHY, des travaux de diversifiocation des habitats aquatiques ont été entrepris dans le lit mineur sur environ 2600 mde linéaire sans pour autant entrainer des modifications au-delà du sommet des berges. En effet, de nombreux aménagements dans le lit mineur ont eu pour but de diversifier les vitesses de courant, les profondeurs et les substrats.

Une analyse de cartes suivie d’une visite de terrain a permis de sélectionner une station d’étude. Le choix s’est porté sur une zone raisonnablement accessible, représentative du secteur étudié et où des travaux d’aménagement seront réalisés fin de l’été 2010. La zone étudiée est située en amont du village de Mariembourg, environ 500 m en aval de la route nationale 5 et 250 m en aval du déversoir de Mariembourg, à proximité des terrains de football (figure 4.1). A cet endroit, l’Eau Blanche s’écoule dans la dépression de la Fagne, sur des schistes famenniens. La pente moyenne du cours d’eau y est de 1,2 ‰. La sinuosité est faible du fait de la rectification du cours d’eau. Dans cette zone, le caractère agricole du lit majeur rencontré en amont s’estompe à proximité de Mariembourg au profit d’un environnement plus urbanisé, où les usages de l’eau et les impacts anthropiques diffèrent.

Figure 4.1 : Localisation de la station d’étude de Mariembourg sur l’Eau Blanche (fond de plan IGN)

Une évaluation de la qualité physique de l’Eau Blanche aval a été réalisée en 2009 à l’aide de l’indice Qualphy (tableau 4.1). Le secteur 3b (2339 m), qui concerne la station étudiée, est de mauvaise qualité (38 %) et représente même le secteur le plus artificialisé du bassin versant. La raison est liée essentiellement à l’occupation du lit majeur (à dominante urbaine sur le secteur) ainsi qu’au caractère rectifié de la rivière qui réduit fortement l’inondabilité et la présence d’annexes hydrauliques

165

(respectivement 24, 0 et 0 %). L’indice berge est de 51 % malgré le recouvrement important de la végétation (55 %), composée majoritairement d’une unique strate herbacée ponctuellement complétée d’une ripisylve arbustive. La structure des berges est évaluée à 47 % car les berges ont été rectifiées (berges hautes et fortement inclinées) et bloquées par des enrochements lors des grands travaux des années 60. Le lit mineur est de qualité moyenne (48 %) car la bonne qualité du substrat (faible colmatage, 81 %) est compensée par une sinuosité réduite (43 %) et un écoulement homogène de type plat courant sans alternance de mouille et de seuils (29 %) (tableau 4.1).

Tableau 4.1 : Résultat du Qualphy du secteur 3b (14 et 15 mai 2009)


Une station représentative du secteur a été étudiée sur 150 m de long, ce qui représente 6,4 % de la longueur du secteur 3b (figure 4.2).

Figure 4.2 : Localisation de la station d’étude de Mariembourg sur l’Eau Blanche (fond de plan IGN)

Avant travaux

Le levé de terrain avant travaux s’est déroulé le 01/06/2010 en période de basses eaux (Qh = 0,47 m³/s à la station limnimétrique d’Aublain et Qh = 1,01 m³/s à la station limnimétrique de Nismes). Le levé topographique comprend des profils transversaux réalisés tous les 5 m, ainsi que des points intermédiaires levés entre ces profils transversaux. Le site n’a pas été levé récemment par les géomètres du SPW, le dernier levé datant des années 80.


Secteur

Indice Qualphy (%)

Global

(100)

Lit Majeur Berge Lit mineur

40 20 40

3B 38

21 51 48


24 0 0 47 55 43 29 81

166

Au niveau de la station, la rive gauche est occupée par les pelouses du complexe sportif tandis que la rive droite est occupée par une pâture. La ripisylve des deux rives semble naturelle, du fait de l’importante végétation herbacée ponctuée de quelques ligneux. Les berges sont très homogènes tout au long de la station car elles sont soutenues par des blocs (afin de prévenir l’érosion) et fortement végétalisées (figure 4.3).

Figure 4.3 : Vues de la station et de la végétation des berges de l’Eau Blanche à Mariembourg (01/06/2010)

La station est caractérisée par des profondeurs importantes (figure 4.4). La profondeur moyenne de la station est de 0,51 m et la profondeur maximale de 1,25 m. Les profondeurs sont relativement homogènes suivant un gradient longitudinal : chaque profil transversal montre les profondeurs les plus importantes au centre du chenal (entre 0,2 et 1,5 m) et une diminution progressivement lorsque l’on se rapproche des berges, quelle que soit la position longitudinale. Néanmoins, on retrouve longitudinalement des zones de moindre profondeur (au niveau des transects 5, 50 et 85 m) et des zones plus profondes (transects 20, 75 et 130 m).

Figure 4.4 : Station de l’Eau Blanche à Mariembourg : relevé des profondeurs (01/06/2010)

Les vitesses de courant ont été mesurées le long des transects (un transect tous les 5 m) et entre les transects. Après interpolation des mesures de vitesses dans l’ensemble du lit mineur, les vitesses ont été regroupées en quatre classes (figure 4.5). La vitesse du courant est peu diversifiée avec trois classes de vitesses représentées, dont une prédominante : faible (< 0,05 m/s, 71,6 % de la superficie de la station). Les vitesses les plus élevées se retrouvent au niveau du centre du chenal.

167

Figure 4.5 : Station de l’Eau Blanche à Mariembourg : relevés des vitesses (01/06/2010)

Les substrats présents sur la station sont au nombre de sept. Les substrats dominants sont les graviers (43,8 %), les blocs (23,2 %), la vase (20,5 %) et les hydrophytes (6,1 %) que l’on retrouve principalement au milieu du chenal. Les blocs (23,2 %), plus ou moins colonisés par des bryophytes (0,3 %) et les hélophytes (1 %) sont localisés majoritairement le long des berges (figure 4.6 et tableau 4.2).

Figure 4.6 : Station de l’Eau Blanche à Mariembourg : relevés des substrats (01/06/2010)

La carte des microhabitats (figure 4.7) a pu être réalisée en croisant la carte des substrats à celle des vitesses de surface (tableau 4.2).

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Tableau 4.2 : Rapport substrat / vitesse et pourcentage des microhabitats de la station de l’Eau Blanche à Mariembourg (relevé du 01/06/2010)

Figure 4.7 : Cartographie des microhabitats de la station de l’Eau Blanche à Mariembourg (01/06/2010) avant travaux

On recense sur la station 18 microhabitats différents. Les plus représentés sont peu biogènes : les graviers (30,3 %), la vase (17,5 %) et les blocs (15,8 %) en faible vitesse (de 0,05 à 0,25 m/s). Et l’on ne retrouve que très peu de microhabitats à l’habitabilité élevée tel que les hydrophytes en vitesse moyenne (2,3 %) et faible (3,8 %), les bryophytes en vitesse faible (0,2 %) et les galets en vitesse moyenne (1,6 %).

Après travaux

L’analyse des microhabitats a montré une dominance des graviers qui représentent 54 % de la station. On retrouve aussi des blocs pour 23 %. Les hélophytes bordent le pied de la berge avec un pourcentage de 5,7 %, les hydrophytes représentent quant à eux 7,4%. Les vitesses sont peu élevées et sont principalement situées dans les classes de 5 à 25 cm/s (53,6 %), de 25 à 75 cm/s (31,6 %) au centre du cours d’eau et inférieure à 5 cm/s (14,5%).

Au bout de deux ans après les travaux, on note une modification des microhabitats. En effet, les aménagements réalisés entraînent une diversification des vitesses d’écoulement et des substrats. On passe ainsi de 18 microhabitats à l’état initial en 2010 à 27 microhabitats (figure 4.8) lors du suivi de 2012.

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Figure 4.8 : Cartographie des microhabitats de la station de Mariembourg réalisée le 03/07/2012 après travaux

Les zones de vases qui étaient dominantes sont devenues marginales passant de 20.6 % à 5 %. C’est également le cas des galets qui passent de 5.2% à 0.4%. En revanche, la zone d’hélophytes qui était marginale en 2010 est devenue dominante passant de 0.9% à 5.7 % et la zone de bryophytes a plus que doublé passant de 0.3% à 1.9%. Les hydrophytes, les blocs et les graviers ont des zones d’occupation stables, passant respectivement de 6.1 % à 7.4%, de 23.2% à 23.7% et de 43.8% à 54.1%.

De plus, les aménagements ont permis de diversifier les gammes de vitesse pour les bryophytes, qui avaient en 2010 des vitesses allant de 0 à 25 cm/s et qui ont à présent des zones de vitesse allant de 0 à 75 cm/s et les hélophytes qui en 2010 n’avaient que 2 gammes de vitesses : très faible et faible et qui, aujourd’hui, en comptent 4 : très faible, faible, moyenne et rapide. Enfin, on peut observer l’apparition de nouveaux substrats tels que les limons, les supports ligneux et les débris organiques grossiers dans différentes gammes de vitesses.

Cependant, après avoir classé les substrats par habitabilité (tableau 4.3, figure 4.9), on constate que les substrats biogènes tant pour les poissons que pour les macroinvertébrés sont marginaux, exceptés les hydrophytes et les hélophytes qui sont les substrats dominants ayant les plus petites superficies (5.66% et 7.39% en 2012). Les substrats dominants que sont les graviers et les blocs ont une habitabilité pour les macro-invertébrés de 5 /11 et de 6/11 (Circulaire DCE 200722) et une attractivité pour les poissons de 20 /100 et de 30/100 (VULLIET, 2004).

Les cartes des vitesses de courant, substrats et profondeurs sont en annexe 4.1.

170

Figure 4.9 : Répartition des microhabitats en 2010 et 2012 à Mariembourg

174

Tableau 4.3 : Comparaison entre 2010 et 2012 des différents substrats classés par habitabilité décroissante pour les invertébrés (basé sur l’IBGN) de la station de Mariembourg

substrats

2010 2012

pourcentage de superficie

pourcentage de superficie

bryophytes 0,3 marginal 1,9 marginal

hydrophytes 6,1 dominant 7,4 dominant

débris organiques grossiers 0 0,1

non représentatif

supports ligneux 0 0,8 marginal

galets 5,2 dominant 0,4 marginal

blocs 23,2 dominant 23,7 dominant

graviers 43,8 dominant 54,1 dominant

hélophytes 0,9 marginal 5,7 dominant

vases 20,6 dominant 5 marginal

limons 0 1,1 marginal

Les aménagements de cette station ont donc contribué à une augmentation du nombre de microhabitats. Les habitats les plus attractifs ont augmenté (entre 2.9 et 3.7 %) en superficie (10.1%) mais ils restent encore marginaux face aux graviers et aux blocs (77.7%).

Indice tronçon

Les résultats de l’indice tronçon après travaux sont positifs, excepté le score d'hétérogénéité qui reste faible (tableau 4.4).

Tableau 4.4 : Résultats de la méthode tronçon pour l'avant et l'après travaux à Mariembourg

Le score d'hétérogénéité a en effet été à peine amélioré suite aux travaux de restauration (de la classe E à la classe D). Pourtant, les faciès d'écoulement ont été améliorés grâce aux différents aménagements qui ont permis de diversifier les vitesses. Toutefois, 20 % des vitesses de l'axe d'écoulement sont comprises entre 20 et 25 cm/s, soit légèrement plus élevées que la limite de classe permettant de distinguer la mouille du chenal lotique, cette distinction n’ayant pas lieu. Par conséquent, le score d’attractivité n’est pas amélioré.

L'attractivité a largement été améliorée au travers de la création de caches (blocs, troncs) et de frayères (galets). Les herbiers, déjà présents en 2010, peuvent également jouer le rôle de frayère potentielle.

La connectivité est également améliorée suite à l’arasement du barrage éguille située en amont de la station.

En résumé, la qualité physique s'améliore surtout grâce à l'arasement du barrage et la présente ce zone de frayère (galets, expansion des hydrophytes immergées). Cependant, les travaux de diversification du lit mineur (profondeur et vitesse) n’ont pas eu pour effet un gain prononcé de l’indice tronçon. L’intensité des changements dans la profondeur et des vitesses ne sont pas assez importants

Score Score Score Score Coef QualitéClassesTrç Hétérogénéité Attractivité Connectivité Stabilité stab* physique

/111 /90 /130 -60 / 40 0,75 / 1,25 /30600

01/06/10 2.547 12 E 24 C 45 C -6 équilibre 0,85 1.377 D03/07/12 2.547 20 D 60 A 50 B -13 érosion 1 4.000 B

Augmentation 66,67% / 150,00% / 11,11% / / / / 190,49% /

Linéaire

(m)

C

l

a

s

s

e

C

l

a

s

s

e

C

l

a

s

s

e

C

l

a

s

s

e

175

4.1.2 Évaluation de la qualité écologique


Une mesure ponctuelle de paramètres physico-chimiques sous-tendant la biologie a été faite sur le site avec une sonde « Hydrolab » le 02/06/10 (tableau 4.5). Les mesures ont été réalisées alors que la rivière était en basses eaux. La qualité physico-chimique de l’Eau Blanche en amont de Mariembourg est très bonne. La température et l’oxygénation est propice au développement des salmonidés (respectivement 12,4°C et 98 %). Le pH est basique et la conductivité est importante (respectivement 8,1 et 692 µS/cm) en relation avec le type chimique de cette rivière de Fagne-Famenne assise sur des schistes et des calcaires et au sol argilo-limoneux. La quantité de matière en suspension est faible également (3,0 mg/l). Le rejet de la carrière du Nord à Frasnes se fait via un bassin de décantation dans le Grand Fossé, qui conflue avec l’Eau Blanche au niveau du pont Pavot à Mariembourg, soit en aval de la station étudiée.

Des analyses effectuées à Nismes en juillet 2011 montrent un problème concernant les nitrites (0,119 mg N-NO2/l) et, dans une moindre mesure avec le phosphore total (0,246 mg P/l) et les orthophosphates (0,114 P-PO3/l)

Tableau 4.5 : Résultats des analyses physico-chimiques de l’Eau Blanche à Mariembourg (02/06/2010)

Paramètres Valeurs Unités

T° 12,4 °C

Conductivité 692 µS/cm

O2 98 %

O2 10,3 mg/l

pH 8,1

MES 3,0 mg/l


Macrophytes

Avant travaux

L’inventaire floristique, réalisé le 02/06/2010 (tableau 4.6), révèle la présence d’une bonne diversité de macrophytes (9 taxons) avec un recouvrement moyennement important (8 %). Les hydrophytes sont dominants (6 %, 4 espèces) et se retrouvent principalement le long du chenal. Quelques touffes d’hélophytes sont recensées le long des berges (3 taxons). Les algues et les bryophytes, présents sur les blocs situés près des berges, sont peu diversifiées (2 espèces) et faiblement représentées.

La note de l’IBMR (9/20) révèle une qualité moyenne équivalente à une bonne qualité selon le référentiel établi par le SPW, (tableau 4.6). Parmi les 9 taxons présents, 7 sont contributifs mais la majorité des taxons sont plutôt euryèces (1,3/3) et mésotrophes (9/20). Si l’on réalise les moyennes de la cote spécifique et du coefficient de sténoécie pondérées par la surface de recouvrement, on obtient des valeurs très proches.

La diversité des macrophytes évaluée en 2010, avant les travaux est relativement bonne, avec 9 taxons recensés, et le recouvrement est moyennement important (8 %). L’IBMR (Indice Biologique Macrophytique en Rivière) (HAURY, 2000), qui renseigne sur la pollution organique de l'eau et qui est basé sur l’analyse macrophytique, correspond en moyenne à une bonne qualité, selon l’échelle établie par le SPW (9/20) (Walphy, 2010). Les rives de la station étudiée à Mariembourg sont constituées essentiellement de pâtures. La ripisylve est naturelle et comprend principalement une végétation herbacée ponctuée de quelques ligneux. Les berges sont très homogènes, soutenues par des blocs afin de prévenir l’érosion et fortement végétalisées.

176

Après travaux

Les actions menées sur Mariembourg n’avaient pas pour but d’enrichir la ripisylve existante. On s’est contenté de préserver les espèces présentes telles que les iris ou les rubaniers et de les replanter après les travaux.

Ces derniers ont permis, entre autres choses, la création de banquettes d’hélophytes et de terrasses basses. En 2012, on notait la présence de jonc des chaisiers (Scirpus lacustris), de salicaires communes (Lythrum salicaria), d’épilobes hirsutes (Epilobium hirsutum) et de rubaniers rameux (Sparganium erectum). Or ces espèces n’étaient pas recensées en 2010. La végétation initiale s’est donc diversifiée. Dans le cours d’eau on remarque également une augmentation des bryophytes et une légère augmentation des hydrophytes davantage répartis le long du cours d’eau. Les espèces d’hydrophytes et leur classe de recouvrement sont restées globalement les mêmes (tableau 4.6).

En comparant les états du site avant et après travaux, on compte 6 taxons de plus en 2012 qu’en 2010 et une plus grande surface végétalisée (15% en 2012 au lieu de 8% en 2010). L’IBMR augmente donc très légèrement passant de 9/20 à 9.92/20. Certaines plantes, telles que la salicaire (Lythrum salicaria), la reine des prés (Filipenda ulmaria) et la scrofulaire (Scrophularia umbrosa), ont un poids négligeable dans le calcul de cet indice, ce qui explique sa faible augmentation.

Cependant, en 2013, on constate un très fort développement des orties sur le site au détriment des autres espèces.

Tableau 4.6 : Comparaison des peuplements de macrophytes avant et après travaux à Mariembourg (2010 – 2012)

Cote spécifique Coefficient de sténoécie classe de recouvrement

2010 2012

Algues Cladophora sp. 6 1 1 0

Bryophytes Fontinalis antipyretica 10 1 3 2

Hydrophytes Glyceria maxima 2 0

Glyceria fluitans 14 2 0 2

Myriophyllum spicatum 8 2 3 3

Potamogeton natans 12 1 3 3

Potamogeton crispus 7 2 2 2

Hélophytes Phalaris arundinacea 10 1 3 0

Iris pseudacorus 10 1 2 3

Carex acutiformis 3 0

Sparganium erectum 10 1 0 2

Scrophularia umbrosa 0 1

Lythrum salicaria 0 2

Filipendula ulmaria 0 2

Urtica dioica 0 1

Juncus effusus 0 1

Epilobium hirsutum 0 1

2010 2012

nb de taxons 9 15

recouvrement 8% 15%

IBMR 9,00 9,92

177

Macroinvertébrés

Avant travaux

Une évaluation de la qualité biologique de la station basée sur les macroinvertébrés a été menée (annexe 4.2). Douze prélèvements ont été effectués (à l’aide d’un filet « surber » de maille 500 µm et de 0.05 m² de surface) dans les différents habitats, selon leurs recouvrements et leurs habitabilités (tableau 4.7). Tous les substrats présents ont été inventoriés. Les vitesses de courant très lentes (0,05 m/s) et lentes (0,05-0,25 m/s) ont été regroupées lors de l’échantillonnage afin de faciliter l’inventaire, sans que cela ne nuise aux résultats. En revanche les microhabitats de classe moyenne (0,25-0,75 m/s) ont été séparés de ces derniers.

Tableau 4.7 : Effort d’échantillonnage pour chaque microhabitat à Mariembourg (02/06/2010)

Substrat / vitesse du courant Nb. surbers Nb. individus Nb. Taxons Densité (i / m²)

Vases / très faible et faible 2 181 12 1810

Hélophytes / très faible 1 55 18 1100

Graviers / très faible et faible 2 122 11 1220

Graviers / moyen 1 176 8 3520

Blocs / très faible et faible 2 61 13 610

Galets / moyen 1 275 15 5500

Hydrophytes / faible 1 428 15 8560

Hydrophytes / moyen 1 178 19 3560

Bryophytes / faible 1 188 14 3760

Total 12 1664 33 2773

Les végétaux sont les substrats qui abritent les diversités les plus importantes (de 14 à 19 taxons) mais également une densité élevée (3560 à 8560 i/m²), hormis pour les hélophytes faiblement peuplés (1100 i/m²). Les substrats de type minéraux sont colonisés par une faune moins diversifiée (8 à 15 taxons) et irrégulièrement peuplés (1220 à 5500 i/m²). Les blocs ne permettent pas d’abriter une faune importante (610 i/m²) du fait de l’absence de cache permettant de protéger les macroinvertébrés de leurs prédateurs.

Selon l’IBGN (tableau 4.8), la qualité de la station est bonne (15/20) et également robuste (15/20). La richesse taxonomique est relativement élevée (33) ainsi que le GFI de 6/9 qui est représenté par un Éphéméroptère fouisseur Ephemera et un Trichoptère Lepidostomatidae. La présence de ces taxons relativement polluosensibles pourrait signifier que l’eau est faiblement polluée mais il est cependant important de tempérer ce résultat qui semble surévalué. En effet, les taxons les plus délicats ne sont représentés que par quelques individus et les deux taxons les plus polluosensibles ne sont représentés que par trois individus, soit la limite de prise en compte des taxons comme indicateur de pollution. De plus, la note obtenue par le calcul du cb2 est moindre (13,6/20) et le sous-indice le moins élevé est celui de la qualité physico-chimique de l’eau (In : 6,4/10).

La qualité de l’habitat est bonne selon le Cb2 (7,3/10) car la diversité taxonomique est relativement élevée (33), signe que l’habitat propose des niches écologiques variées permettant l’implantation d’une faune diversifiée. Le coefficient morphodynamique confirme la bonne qualité de l’habitat (14,2/20), même si la note obtenue est juste à la limite de la classe inférieure. Bien que la diversité des microhabitats soit bonne, l’habitat dominant n’est que moyennement biogène et les habitats fortement biogènes peu étendus.

La richesse taxonomique est favorisée par les substrats du chenal, composés de graviers, de galets et ponctuellement d’hydrophytes, ainsi que des berges végétalisées. Mais l’aspect lentique et homogène du courant et des faciès nuisent à l’implantation de nouveaux taxons.

178

Tableau 4.8 : Résultat des indices basés sur les macroinvertébrés capturés sur l’Eau Blanche à Mariembourg (02/06/10)

Eau Blanche à Mariembourg

Richesse numérique (Q) 1664

Richesse taxonomique (S) 33

Groupe Faunistique Indicateur (/9) 6 (Lépidostomatidae &

Éphemeridae)

IBGN (/20) 15

Robustesse (/20) 15

Indice de Shannon (H') 0,89

Indice d’équitabilité (J'/1) 0,59

Qualité physico-chimique (In/10) 6,4

Qualité de l’habitat (Iv/10) 7,3

Cb2 (In+Iv/20) 13,6

Coefficient Morphodynamique (/20) 14,2

L’indice d’équitabilité (tableau 4.9 et figure 4.10) est moyen (0,59/1) avec comme taxons dominants les Diptères (40,7 %), les Oligochètes (20,1 %) et les Achètes (12,4 %). Les taxons plus sensibles sont bien moins représentés (Éphéméroptères 10,6 %, Odonates 2,1 %, Trichoptères 1,5 %).

La qualité de l’eau, la faible pente du cours d’eau ainsi que son aspect lentique et homogène créent un colmatage ponctuel de certains substrats et pourraient être à l’origine de la dominance des taxons communs et polluorésistants. Le colmatage pourrait être une conséquence des activités agricoles (piétinement…) sur le bassin versant.

Tableau 4.9 : Rapport en % des taxons représentés sur le l’Eau Blanche à Mariembourg (02/06/10)


HYDRACARIENS 0,5 0,5


32,6 20,1

ACHETES 12,4


8,8 5,4

BIVALVES 3,4

CRUSTACES AMPHIPODES 0,2 0,2

INSECTES

EPHEMEROPTERES

57,9

10,6

ODONATES 2,1

HETEROPTERES 0,1

COLEOPTERES 2,9

TRICHOPTERES 1,5

DIPTERES 40,7

179

Figure 4.10 : Rapport en % des taxons représentés sur l’Eau Blanche à Mariembourg, 02/06/10

Le suivi des traits biologiques, écologiques et physiologiques (TBEP) nous apporte un complément d’information sur la station étudiée :

- analyse des traits biologiques (figure 4.11) : les macroinvertébrés de la station ont majoritairement un cycle de vie inférieur ou égal à un an (60 %) et une à plusieurs reproductions par an (respectivement 58 et 38 %). L’implantation de cette faune spécialisée à stratégie r témoigne d’un habitat perturbé dans le temps. Le mode d’alimentation des macroinvertébrés est bien partagé entre les collecteurs de matières allochtones (mangeurs de sédiments fins (20 %), broyeurs (19 %), filtreurs (9 %)) et les consommateurs de matières autochtones (racleurs de substrats (24 %), perceurs (9 %), prédateurs (9 %)).

- analyse des traits physiologiques (figure 4.12) : les macroinvertébrés de la station sont majoritairement mésotrophes (48 %) voir β-mésosaprobes (39 %),

- analyse des traits écologiques (figures 4.13 et 4.14) : la distribution longitudinale des macroinvertébrés est centrée sur l’hyporithron et l’épipotamon, soit des zones à courant faible. Les macroinvertébrés capturés ont d’ailleurs une affinité élevée pour les courants faibles (36 %), à très faible (29 %). Une grande partie des macroinvertébrés est également affiliée aux zones riveraines (29 %) signe que les berges végétalisées jouent un rôle important pour les macroinvertébrés.

0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

HY

DR

AC

AR

IEN

S

OLIG

OC

HE

TE

S

AC

HE

TE

S

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OD

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OP

TE

RE

S

TR

ICH

OP

TE

RE

S

DIP

TE

RE

S

Fré

qu

en

ce

(%

)

180

Figure 4.11 : Analyse des traits biologiques des macroinvertébrés de l’Eau Blanche à Mariembourg en 2010 et en 2012

Figure 4.12 : Analyse des traits physiologiques des macroinvertébrés de l’Eau Blanche à Mariembourg en 2010 et en 2012

évolution des traits biologiques

0,00%

10,00%

20,00%

30,00%

40,00%

50,00%

60,00%

70,00%

80,00%

≤1 a

n

> 1

an

< 1

1

> 1

Absorb

eurs

Mangeurs

de

Bro

yeurs

Racle

urs

et

bro

ute

urs

Filt

reurs

Perc

eurs

Pré

date

urs

Para

sites

cycles de vie nombre de cycles

par an

mode d'alimentation

fréq

uen

ce r

ela

tive (

%)

2010

2012

évolution des traits physiologiques

0,00%

10,00%

20,00%

30,00%

40,00%

50,00%

60,00%

Olig

itro

phe

Mésotr

ophe

Eutr

ophe

Xenosapro

bes

Olig

osapro

bes

β-

mésosapro

bes

α-

mésosapro

bes

Poly

sapro

bes

degré de trophie Valeur saprobiale

fréq

uen

ces r

ela

tives (

%)

2010

2012

181

Figure 4.13 : Analyse des traits écologiques des macroinvertébrés de l’Eau Blanche à Mariembourg en 2010 et en 2012

Figure 4.14 : Analyse des traits écologiques des macroinvertébrés de l’Eau Blanche à Mariembourg en 2010 et en 2012

évolution des traits écologiques 1

0,00%

5,00%

10,00%

15,00%

20,00%

25,00%

30,00%

35,00%

chenal de

riviè

re

rives,

chenaux

secondaires

éta

ngs,

mare

s,

mara

is,

tourb

ière

s

eaux

tem

pora

ires

lacs

habitat

soute

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cré

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épirhithro

n

méta

rhithro

n

hyporh

ithro

n

épip

ota

mon

méta

pota

mon

estu

aire

hors

hydro

systè

me

distribution transversale distribution longitudinale

fréq

uen

ce r

ela

tive (

%)

2010

2012


0,00%

5,00%

10,00%

15,00%

20,00%

25,00%

30,00%

35,00%

40,00%

dalle

s,

blo

cs,

pie

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gale

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gra

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sable

limon

macro

phyte

s,a

lgues

fila

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uses

mic

rophyte

s

bra

nches,

racin

es

litiè

re

vase

nul

lent

(<25 c

m/s

)

moyen (

25-5

0 c

m/s

)

rapid

e (

>50 c

m/s

)

microhabitats vitesse du courant

fréq

uen

ce r

ela

tive (

%)

2010

2012

182

Après travaux

Trois prélèvements ont été réalisés dans les graviers et les hydrophytes, deux dans les blocs, un dans les hélophytes, vases, galets et Bryophytes (tableau 4.10). Au total donc 12 prélèvements ont été effectués grâce à un surber de 0,05 m

2 de surface et muni d’un

filet de maille de 500 µm. Le nombre total d’individus recensés est de 1062. La densité la plus importante se retrouvant dans les bryophytes (4000 ind/m

2) et dans les hydrophytes (2840 ind/m

2).

Tableau 4.10 : Effort d’échantillonnage pour chaque microhabitat



Graviers 3 254 31 1693

Blocs 2 49 15 490


Hélophytes 1 56 15 1120

Galets 1 44 12 880

Vases 1 33 14 660

TOTAL 12 1062 48

Les taxons dominants sont les Diptères (386 ind.) suivi des Ephéméroptères (295 ind.) et des coléoptères (169 ind.). Ce sont ces groupes qui sont les mieux représentés en pourcentage : Diptères (36,35%), Ephéméroptères (27,78%) et les coléoptères (15,91 %) (tableau 4.11).

On dénombre 48 taxons différents tous habitats confondus (annexe 4.3).

Tableau 4.11 : Pourcentage des différents groupes faunistiques

OLIGOCHETES 4,05

ACHETES 6,78

GASTEROPODES 5,18

BIVALVES 1,04

EPHEMEROPTERES 27,78

PLECOPTERES 0,47

ODONATES 0,19

COLEOPTERES 15,91

TRICHOPTERES 2,26

DIPTERES 36,35

Les indices biologiques calculés (tableau 4.12, figure 4.15) montrent un IBGN de bonne qualité 16/20 lié notamment au groupe indicateur les Plécoptères Leuctridae mais aussi à une bonne diversité en taxons (33). L’indice de diversité de Shannon est élevé (1,23) et celui de l’équitabilité est bon (0,81) traduisant une bonne répartition entre les différents groupes faunistiques. L’indice de qualité physico-chimique de l’eau est bon avec 6,68/10. L’indice de qualité de l’habitat est bon 7,26/10 traduisant la diversité des microhabitats.

183

Tableau 4.12 : Indices biologiques pour la station de Mariembourg sur l’Eau Blanche


Richesse numérique (Q) 1062

Richesse taxonomique (S) 33

Groupe Faunistique Indicateur (/9) 7 (Leuctridae)

IBGN (/20) 16

Robustesse (/20) 15

Indice de Shannon (H') 1,23

Indice d’équitabilité (J'/1) 0,81

Qualité physico-chimique (In/10) 6,68

Qualité de l’habitat (Iv/10) 7,26

Cb2 (In+Iv/20) 13,94

Coef. Morphodynamique (/20) 16,5

Figure 4.15 : Pourcentages des différents groupes faunistiques – Eau Blanche à Mariembourg

L’analyse des traits biologiques en 2012 est la même que celle de 2010 (figure 4.11). En effet la répartition des populations d’invertébrés est sensiblement la même : on retrouve une prédominance d’invertébrés dont le cycle est inférieur à un an (environ 67%), et ayant un ou plusieurs cycles par an (environ 58 % et 37 %), Le mode d’alimentation entre invertébrés reste partagé entre collecteurs de matières allochtones (mangeurs de sédiments fins (19%), broyeurs (19%), filtreurs (10%))et de matières autochtones ( racleurs de substrats (28%), perceurs (6%), prédateurs (11%)).

De même l’analyse des traits physiologiques ne change guère avec 46% de mésotrophes et 39% de β-mésosaprobes (figure 4.12).

En ce qui concerne l’analyse des traits écologiques, on constate de légères modifications de la distribution transversale avec une augmentation du paramètre « chenal de rivière » qui passe de 14% à 20% et une diminution des « étangs, mares, méandres abandonnés » et des « lacs » (passant de 18% à 15% et de 21% à 17%) ; On constate également une légère diminution de la zone « hors hydrosystème » (18% à 15%) et des vitesses nulles (29% à 23%) au profit des vitesses moyennes (23% à 27%). Tous les autres paramètres semblent inchangés (figures 4.13 et 4.14).

0

5

10

15

20

25

30

35

40

Fréquences (%)

184

Synthèse

Lors de l’état des lieux de 2010, les indices relatifs aux macroinvertébrés étaient relativement bons. Cependant, l’indice d’équitabilité était moyen et l’aspect lentique et homogène du courant et des faciès nuisaient à l’implantation de nouveaux taxons.

On constate qu’après les travaux la richesse numérique s’est légèrement amoindrie mais que la richesse taxonomique reste la même. La station gagne un groupe faunistique indicateur supplémentaire ce qui fait que l’IBGN augmente d’une unité et vaut à présent 16/20. De plus, les indices de Shannon et d’équitabilité ont tous les deux augmentés. L’indice d’équitabilité de 0.81 montre une tendance à un peuplement plus harmonisé en 2012, plus plat, c'est-à-dire qu’un tirage des espèces dans l’échantillon est plus équiprobable (tableau 4.13 et figure 4.16).

Tableau 4.13 : Comparaison des indices macroinvertébrés à la station de Mariembourg entre 2010 et 2012

2010 2012



Groupe faunistique indicateur (/9) Lepidostomatidae & Ephemeridae (6) Leuctridae (7)

IBGN (/20) 15 16

Robustesse (/20) 15 15


Indice d'équitabilité (J'/1) 0,59 0,81

Qualité physico-chimique (ln/10) 6,4 6,7

Qualité de l'Habitat (Lv/10) 7,3 7,3

Cb2 (Ln+Lv/20) 13,6 13,9

Coefficient morphodynamique (/20) 14,2 16,5

On note une diminution importante du nombre d’Achètes et d’Oligochètes passant respectivement de 12.4 % à 6.8 % et de 20.1 % à 4.1 %, une diminution plus légère des Bivalves et des Diptères passant de 3.4% à 1.0% et de 40.7% à 36.4%, et une augmentation des Coléoptères et des Ephéméroptères passant respectivement de 2.9% à 15.9% et de 10.6% à 27.8% (figure 4.16)

Bien que les taxons dominants restent les Diptères (plus particulièrement les Chironomidae) qui sont peu sensibles à la qualité du milieu, l’augmentation des Ephéméroptères (Ephemerellidae) et l’apparition de Plecoptères (Leuctridae) qui sont des espèces sensibles, prouve l’amélioration de la qualité du cours d’eau.

185

Figure 4.16 : Comparaison de la répartition des macroinvertébrés entre 2010 et 2012 à la station de Mariembourg

Populations de poissons

Avant travaux

Pêche électrique

Le 08/07/2009, en aval de Mariembourg, 200 mètres de linéaire de l’Eau Blanche ont été inventoriés. Le lit mineur de la rivière à Mariembourg est très linéaire et les écoulements homogènes, toutefois, le fasciès dominant (plat courant) est parfois entrecoupé d’écoulements plus lotiques (radier). La ripisylve est composée essentiellement d’herbacées et très peu d’arbustes sont présents, en revanche, les hydrophytes abondent.

L’inventaire a permis la capture de 2507 individus répartis en 14 taxons pour 43,9 kg de poissons, ce qui représente une biomasse de 400 kg/ha (tableau 4.14).

Tableau 4.14 : Résultat de l’inventaire piscicole du 08/07/2009 à Mariembourg


Chevaine 13 175 - 475 13010

Gardon 70 91 - 300 6278

Truite fario 8 67 - 350 2009

Ablette spirlin 1 105 11

Barbeau fluviatile 7 168 - 640 7170

Tanche 1 100 16

Perche commune 1 198 128

Petite lamproie 2 122 - 182 15

Goujon 25 98 - 168 654

Vairon 1707 33 - 98 5186

comparaison des invertébrés à Mariembourg

0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

HYDRACARIE

NS

OLI

GOCHETES

ACHETE

S

GASTE

ROPO

DES

BIV

ALV

ES

AM

PHIP

ODES

EPH

EMEROPTE

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PLE

COPTER

ES

ODONATES

HETE

ROPTE

RES

CO

LEO

PTERES

TRIC

HOPTE

RES

DIP

TERES

fréq

uen

ce (

%)

2010

2012

186

Chabot 479 24 - 98 1459

Epinoche 3 épines 82 13 - 49 99

Loche franche 109 62 - 106 432

Total 2507 / 43902

Biomasse 400 kg/ha

De nouveau, les vairons, les chabots et les loches sont les espèces les plus représentées avec respectivement 1707, 479 et 109 individus capturés. Le nombre de prédateurs est faible avec 8 truites fario (dont 5 issues de repeuplement) et 2 brochets. Un des brochets capturé mesurait 920 mm et semblait être issu des étangs de Virelles localisés en amont. On notera la présence de chevaines de grandes tailles ainsi que de 7 barbeaux fluviatiles, espèce typique de cette zonation. En revanche, la présence de petite lamproie est assez étonnante car c’est une espèce que l’on retrouve généralement dans les zones à truite ou à ombre supérieures.

Malgré un écoulement majoritairement lentique sur la station, 77 % des espèces présentes sont affiliées aux courants rapides ce qui représente 97 % des individus capturés (tableau 4.15).

Tableau 4.15 : Rapport entre espèces rhéophiles/limnophiles à Mariembourg, le 08/07/2009


Nbre espèces 8 6

Nbre individus 2350 157

Nbre individus (%) 94% 6%

La station est de très bonne qualité (24/30) selon l’IBIP calculé (tableau 4.16). La diversité taxonomique de la station très élevée (14 taxons) permet au sous-indice richesse spécifique de l’IBIP d’obtenir une note maximale. En revanche, les indices qualité de l’eau et de l’habitat obtiennent une note de 7/10 car la proportion d’individus intolérants à la pollution est faible. De plus, chez l’espèce dominante et intolérante, le nombre de classe de taille représentée n’est pas complet (absence des jeunes barbeaux de taille inférieure à 100 mm) et leur effectif est faible (7 individus). On ne reprend pas ici la truite fario comme espèce dominante et intolérante car 5 individus sur 8 sont issus de pisciculture.

Tableau 4.16 : Calcul de l’IBIP pour la station de Mariembourg, le 08/07/2009

Paramètres

INDICE RICHESSE SPECIFIQUE (/10) 10

Indice nb d'espèces natives 5

Indice nb d'espèces benthiques 5

INDICE QUALITE DE L'EAU (/10) 7

% d'individus intolérant à la qualité de l'eau 2

Nb Chabot / Nb Chabot+Loche 5

INDICE QUALITE DE L'HABITAT (/10) 7


% alevins/adultes pour espèces intolérantes 2

IBIP / 30 24

Classe SPW

187

Après travaux

Une pêche électrique a été réalisée dans l’Eau Blanche le 23 août 2012, à la station de Mariembourg, par le Service de la Pêche, le DEMNA et l’URBE. Cette dernière se situe à 33,2 km de la source et possède une pente de 1,3 ‰. Cette station est localisée dans une zone à barbeau, suivant la zonation de Huet. En ce qui concerne la physico-chimie, la température de l’eau était de 15,2°C, la concentration d’oxygène dissous de 7,49 mg/l, le pH de 8,2 et la conductivité de 496 µS.cm

-1. Le

pourcentage de saturation en oxygène était de 74,8 %, ce qui est acceptable pour la plupart des espèces d’eau courante (Aqualog, 2012). La transparence de l’eau était inférieure à 20 cm, les eaux étaient fort troubles.

Les 150 mètres de la station ont été prospectés à pieds et deux passages successifs ont été effectués. Il faut noter qu’un problème de courant a été observé et les anodes n’étaient pas toujours pourvues d’électricité. Une identification des espèces et la biométrie étaient ensuite réalisées pour chaque passage.

Le nombre d’individus pêchés au total des deux passages s’élève à 3702 individus (tableau 4.18). Au premier passage, 2503 individus ont été relevés et 1199 au deuxième passage. L’espèce dont le nombre d’individus est le plus important est le vairon (3195 individus), suivie par l’épinoche (197 individus), la loche franche (112 individus) et le chabot (104 individus). La présence de l’ombre (31 individus) est à remarquer. De plus, on peut noter la présence au total de 16 espèces différentes. Lors de cette pêche, l’espèce invasive Pacifastacus leniusculus (Dana, 1852) a également été capturée en grand nombre sur cette station (52 individus).

En comparant les données avec celles de l’état initial en 2009 (tableau 4.14), on constate que l’on a pêché plus d’individus en 2012 (2507 individus en 2009 et 3702 individus en 2012). On observe une diminution du chabot, du goujon et du gardon. Mais il faut noter l’apparition de l’ombre, l’augmentation du vairon et de l’épinoche. Cependant, les probabilités de captures et les surfaces échantillonnées ne sont pas les mêmes entre l’état initial et la pêche de 2012, c’est pourquoi les tailles estimées des populations et les densités ont été notamment calculées.

Tableau 4.18 : Inventaire ichtyologique du 23/08/2012 à Mariembourg. Nombre d’individus pêchés au passage 1 et au passage 2, Total d’individus pêchés aux deux passages, Probabilité de capture (Pc), Taille estimée de la population (Nt), Taille estimée de la population +/- deux écarts-type (95%), Variance (θ²). Remarque : Les valeurs de 0 pour la variance sont obtenues car aucun individu n’a été pêché au deuxième passage pour les espèces correspondantes.

Espèces Passage 1 Passage 2 Passages 1 & 2 Pc Nt Nt - 2θ Nt + 2θ θ²

Anguille 0 1 1 / / / / /

Barbeau 3 1 4 0,67 5 2 8 2,25

Brochet 1 0 1 1,00 1 1 1 0,00

Chabot 62 42 104 0,32 / / / /

Chevaine 6 3 9 0,50 12 0 24 36,00

Epinoche 98 99 197 / / / / /

Gardon 23 1 24 0,96 24 23 25 0,05

Goujon 6 1 7 0,83 7 5 8 0,40

Lamproie 0 1 1 / / / / /

Loche franche 82 30 112 0,63 129 110 149 92,70

Ombre 18 13 31 0,28 / / / /

Perche 6 0 6 1,00 6 6 6 0,00

Tanche 1 0 1 1,00 1 1 1 0,00

Truite fario 3 4 7 / / / / /

Vairon 2193 1002 3195 0,54 4038 3863 4213 7667,20

Vandoise 1 1 2 / / / / /

Nombre total d’individus 2503 1199 3702

Nombre d'espèces 14 13 16

188

Probabilité de capture et taille estimée des populations

Pc = 1 - (C2 / C1) Avec : ≈ 1 (Pc idéale)

C1 : nombre d’individus pêchés au 1er passage C2 : nombre d’individus pêchés au 2e passage

En ce qui concerne les probabilités de capture de 2012, elles renseignent une efficacité de pêche assez mauvaise pour un bon nombre d’espèces. En effet, certaines probabilités de capture sont négatives car plus d’individus ont été pêchés au deuxième passage par rapport au premier (anguille, épinoche, lamproie, truite fario) ou sont nulles car le même nombre de poissons a été pêché pour les deux passages (vandoise). D’autres probabilités de capture (de 1) ne sont pas significatives car trop peu d’individus de ces espèces ont été pêchés (brochet, perche et tanche). Les probabilités de capture pour le gardon (0,96) et le goujon (0,83) sont très bonnes. Pour le barbeau (0,67), la loche franche (0,63), le vairon (0,54) et le chevaine (0,5), les probabilités de capture sont correctes (tableau 4.18).

La mauvaise efficacité de pêche pour de nombreuses espèces pourrait être due au problème d’alimentation des anodes. De plus, les eaux troubles rendaient la tâche des personnes tenant les épuisettes plus difficile.

Suivant la méthode des deux efforts de capture selon Seber et Le Cren (1967), la taille de chaque population est estimée comme suit :

Nt estime = C1² / (C1 - C2)

L’estimation de la taille de la population par espèce n’a pu être calculée que pour certaines espèces, étant donné qu’elle ne peut être mesurée que pour les espèces dont la probabilité de capture est supérieure à 0,5. Les valeurs des tailles de populations estimées (Nt estimée), calculées au tableau 4.18, sont renseignées avec l’intervalle de confiance à 95% (+/- 2θ), calculé grâce à la variance (θ²).

θ² = C1² C2²(C1+C2)/(C1-C2)^4

Le tableau récapitulatif (tableau 4.21) nous renseigne que les probabilités de capture étaient en général meilleures en 2009. En 2009, elle est inférieure à 0,5 seulement pour le goujon (0,44) et pour la lamproie, plus d’individus ont été pêchés au deuxième passage qu’au premier. Ainsi, pour le goujon, l’effort de capture a été meilleur en 2012 (0,83). Pour le chevaine et le barbeau, par contre, l’inverse est observé mais il faut rester prudent car peu d’individus ont été pêchés.

En ce qui concerne la comparaison des tailles de populations estimées, il en résulte qu’elles sont en général plus importantes en 2009 par rapport à 2012, mais en ce qui concerne le vairon, elle est beaucoup moins importante en 2009 (2230 individus) par rapport à 2012 (4038 individus). Cependant, étant donné que les surfaces échantillonnées ne sont pas les mêmes entre l’état initial (1220 m²) et 2012 (915 m²), un biais est introduit, c’est pourquoi les densités sont calculées.

Densités estimées et observées

Densité estimée (nbre ind. / ha) = (Nt estimé) / ((L x l)/10000)

- Les densités les plus importantes en 2012 sont celles du vairon (44131,04 ind./ha) et de la loche franche (1413,22 ind./ha) (tableau 4.21).

- En comparaison avec 2009 (tableau 4.21), on peut noter une diminution du gardon, une augmentation de la loche franche, de la perche et une forte augmentation du vairon.

189

Le biais dû aux surfaces différentes entre l’état initial et 2012 est en partie réglé par le calcul des densités. Cependant, il reste une partie de ce biais car on a, par exemple, plus de chance de trouver une espèce plus rare sur une grande surface, mais également d’échantillonner un plus grand nombre de microhabitats différents, ou d’effectuer un prélèvement dans une zone particulièrement riche en individus d’une espèce. A l’inverse, des individus d’une espèce peuvent être concentrés dans un microhabitat compris dans une petite surface. Ce biais est donc dû à la variation environnementale.

- Cependant, pour beaucoup d’espèces, cette densité n’a pas pu être calculée étant donné qu’elle est tributaire du Nt estimé qui lui-même n’a pas pu être estimé pour toutes les espèces car il dépend du mauvais effort de capture. C’est pourquoi les densités directement observées ont également été calculées suivant cette formule :

Densité observée (nbre individus / ha) =(Nt pêchés) / ((L x l)/10000)

Il faut noter que lors de cette manipulation de données, un deuxième biais est introduit. Il s’agit du fait de ne pas utiliser le nombre d’individus estimés mais bien pêchés. La population est ainsi sous-estimée car le nombre d’individus observés est inférieur ou égal au nombre d’individus estimés. De plus, un troisième biais est que les probabilités de capture sont différentes. Ces dernières ne sont en effet pas prises en compte dans la densité observée.

En 2012 par rapport à 2009 (tableau 4.21), les densités observées renseignent des mêmes conclusions que les densités estimées pour l’augmentation du vairon, de la perche et de la loche franche et pour la diminution du gardon. Elle permet par contre d’avoir des informations sur trois espèces supplémentaires. Le chabot semble décliner fortement en 2012 mais cette conclusion est au moins partiellement due à la diminution de la probabilité de capture en 2012. Ensuite, la densité observée d’épinoche semble augmenter fortement en 2012. Malheureusement, les probabilités de capture ne sont pas calculables pour cette année. Et enfin, la densité pêchée de goujons diminue en 2012 alors que la probabilité de capture pour cette même année augmente, ce qui permet de considérer cette conclusion avec une certaine confiance. En 2012, il faut également noter que la densité observée de l’ombre est de 338,80 ind/ha alors qu’aucun individu n’avait été pêché en 2009.

En conclusion, les espèces qui semblent les plus abondantes d’après les différentes densités considérées en 2012 sont de petites espèces : le vairon, l’épinoche, le chabot et la loche franche.

Biomasse

Les biomasses sont calculées suivant la formule ci-jointe.

Biomasse= (∑ Poids) / ((L x l)/10000)

Les biomasses les plus importantes en 2012 appartiennent aux espèces suivantes : le vairon et le barbeau. Ils sont suivis par le chevaine et le gardon (tableau 4.21).

Suite à la comparaison des biomasses avec 2009 (tableau 4.21), on observe une diminution importante de la biomasse en 2012 pour le brochet, le chevaine, le goujon, le chabot et le gardon. Par contre, une augmentation de la biomasse du vairon, de la perche et de la loche franche est observée en 2012.

La relation poids-longueurs et les coefficients de condition pour chaque espèce ont été calculés et apparaissent à l’annexe 4.4.

Espèces limnophiles-rhéophiles

Sur les 13 espèces capturées à Mariembourg le 23 août 2012, 9 sont rhéophiles mais comprennent de nombreux individus ; ce qui représente 94 % des individus pêchés, affiliés aux courants rapides (tableau 4.19). On pourrait croire que ce nombre important a été modifié par les aménagements qui apportent plus de diversité au niveau des vitesses de courant. Pourtant, les espèces rhéophiles représentaient déjà 94% des individus capturés en 2009 (tableau 4.20), malgré un écoulement majoritairement lent sur la station à l’état initial.

190

Tableau 4.19 : Rapport entre espèces rhéophiles/limnophiles pour la pêche de Mariembourg, le 23/08/2012.

Tableau 4.20 : Rapport entre espèces rhéophiles/limnophiles pour la pêche de Mariembourg, le 08/07/2009.

191

Tableau 4.21 : Comparaison des inventaires ichtyologiques du 08/07/2009 et du 23/08/2012 à Mariembourg. a) Comparaison par espèce du nombre d’individus pêchés (Nt pêché), de la taille de la population estimée (Nt estimée), de la probabilité de capture (Pc), de la densité observée, de la densité estimée et de la biomasse. b) Longueur et largeur du secteur prospecté. a)

Espèces Nt pêché Nt estimé Pc Densité observée (nbre ind. / ha) Densité estimée (nbre ind. / ha) Biomasse (kg/ha)

2009 2012 2009 2012 2009 2012 2009 2012 2009 2012 2009 2012

Ablette spirlin 1 0 1 / 1,00 / 8,20 / 8,20 / 0,12 /

Anguille 0 1 / / / / / 10,93 / / / 4,73

Barbeau 7 4 7 5 1,00 0,67 57,38 43,72 57,38 49,18 78,36 63,29

Brochet 2 1 2 1 1,00 1,00 16,39 10,93 16,39 10,93 81,26 7,91

Chabot 479 104 529 / 0,69 0,32 3926,23 1136,61 4339,92 / 15,95 7,36

Chevaine 13 9 13 12 0,92 0,50 106,56 98,36 107,30 131,15 142,19 35,90

Epinoche 82 197 108 / 0,51 / 672,13 2153,01 885,54 / 1,08 1,19

Gardon 70 24 72 24 0,83 0,96 573,77 262,30 590,16 262,84 68,61 34,43

Goujon 25 7 / 7 0,44 0,83 204,92 76,50 / 78,69 7,15 1,79

Lamproie 2 1 / / / / 16,39 10,93 / / 0,16 0,12

Loche Franche 109 112 124 129 0,65 0,63 893,44 1224,04 1014,69 1413,22 4,72 8,05

Ombre 0 31 / / / 0,28 / 338,80 / / / 11,38

Perche 1 6 1 6 1,00 1,00 8,20 65,57 8,20 65,57 1,40 20,56

Tanche 1 1 1 1 1,00 1,00 8,20 10,93 8,20 10,93 0,17 0,03

Truite fario 8 7 8 / 0,86 / 65,57 76,50 66,94 / 21,96 22,79

Vairon 1707 3195 2230 4038 0,52 0,54 13991,80 34918,03 18280,21 44131,04 56,68 78,47

Vandoise 0 2 / / / / / 21,86 / / / 1,60

Total 2507 3702 20549,18 40459,02 479,80 299,60

Nombre d'espèces 14 16

b) 2009 2012

Longueur prospectée (m) 200 150

Largeur prospectée (m) 6,1 6,1

192

Groupes d’individus définis par les substrats de frai

Les différentes espèces de poissons peuvent être classées en plusieurs groupes en fonction des caractéristiques de leur reproduction. Plusieurs de ces espèces possèdent des comportements fortement spécialisés.

Sur les 16 espèces pêchées à Mariembourg en 2012, 6 espèces sont lithophiles, c'est-à-dire qu’elles ont besoin d’un substrat graveleux pour frayer (tableau 4.22). Elles y déposent leurs œufs sur ou dans les graviers et les galets. Ce groupe est fortement représenté en termes d’individus lors de cette pêche, avec 87,71 %. Ce pourcentage est très important vu notamment le grand nombre de vairons. C’est cependant cette guilde qui comprend le plus d’espèces pêchées (6). On y retrouve également la truite fario, l’ombre, le barbeau, le chevaine et la lamproie. Les autres groupes sont faiblement représentés en termes de pourcentage. Les ariadnophiles (5,32 %) sont représentés par une seule espèce, l’épinoche, qui a la caractéristique de pondre ses œufs dans un nid construit au préalable par le mâle. Ce nid est constitué d’éléments végétaux agglomérés par des fils visqueux que le mâle sécrète. La guilde spéléophilie (2,81 %) représentée dans cette pêche uniquement par le chabot, correspond aux individus qui déposent leurs œufs dans des cavités. Les psammophiles (3,21 %), qui pondent sur un substrat sablonneux, reprennent les deux espèces pêchées suivantes : le goujon et la loche franche. Le groupe phyto-lithophile, où le poisson peut déposer ses œufs sur des substrats divers (racines, branches, végétaux, cailloux), reprend 3 espèces pêchées (0,86 %) mais un faible nombre d’individus. Les phytophiles (0,05 %), qui pondent dans la végétation subaquatique, sont représentés par deux espèces peu importantes en termes d’individus (brochet et tanche) et enfin, les pélagophiles (0,03 %), qui libèrent leurs œufs en eau libre, sont représentés par une seule espèce (l’anguille) et un seul individu (Kirchhofer et al., 2007; Didier, 1997 ; Parkison, 1999).

En comparaison avec l’inventaire ichtyologique de 2009 (tableau 4.23), on peut remarquer que pour le même nombre d’espèces lithophiles, le pourcentage du nombre d’individus en 2009 est moindre (69,33 %). Par contre, plus de chabots ont été pêchés en 2009, ce qui gonfle le pourcentage des spéléophiles par rapport à 2012.

Tableau 4.22 : Nombre d’espèces et nombre d’individus répartis dans les différents groupes définis par leur substrat de frai, pêchés à Mariembourg, le 23/08/2012.

Lithophile Phytophile Pélagophile Ariadnophile Spéléophile Phyto-lithophile Psammophile

Nbre espèces 6 2 1 1 1 3 2

Nbre individus 3247 2 1 197 104 32 119

Nbre individus (%) 87,71 0,05 0,03 5,32 2,81 0,86 3,21

Tableau 4.23 : Nombre d’espèces et nombre d’individus répartis dans les différents groupes définis par leur substrat de frai, pêchés à Mariembourg, le 08/07/2009.



Nbre individus 1738 3 0 82 479 71 134

Nbre individus (%) 69,33 0,12 0,00 3,27 19,11 2,83 5,35

Traitement des données par des indices

Indice IBIP

L’indice IBIP obtenu pour la station de Mariembourg, le 23/08/2012 (tableau 4.24), est de 22, ce qui renseigne une bonne qualité de la station. La diversité taxonomique de la station très élevée (16 espèces) permet au sous-indice richesse spécifique de l’IBIP d’obtenir une note maximale. Par contre, les indices de la qualité de l’eau sont faibles (% d'individus intolérants à la qualité de l'eau ; Nb Chabot / Nb Chabot+Loche). En 2009, la classe de qualité était le très bon état (tableau 4.24), mais l’IBIP (24) est cependant proche de celui de 2012. L’indice qualité de l’eau est moins bon en 2012 (passe de 7 à 4), ce qui fait chuter l’IBIP de 2.

193

Tableau 4.24 : Calculs de l’IBIP pour la station de Mariembourg, le 23/08/2012 et le 08/07/2009.

Paramètres de l’IBIP 2012 2009

INDICE RICHESSE SPECIFIQUE (/10) 10 10

Indice nb d'espèces natives 5 5

Indice nb d'espèces benthiques 5 5

INDICE QUALITE DE L'EAU (/10) 4 7

% d'individus intolérants à la qualité de l'eau 1 2

Nb Chabot / Nb Chabot+Loche 3 5

INDICE QUALITE DE L'HABITAT (/10) 8 7

% d'individus pondeurs spécialisés 5 5

% alevins/adultes pour espèces intolérantes 3 2

IBIP / 30 22 24

Indice EFI

L’indice EFI obtenu à Mariembourg en 2012 est de 0,51 (tableau 4.25), ce qui classe la station en bonne qualité. Le nombre d’espèces lithophiles, rhéophiles, potamodromes, insectivores et benthiques est meilleur par rapport à ce qui est attendu dans la situation de référence (probabilités respectives de 0,92; 0,77; 0,73; 0,72 ; 0,60). Par contre, le nombre relatif d’espèces tolérantes est trop élevé (0,36) et le nombre relatif d’espèces intolérantes est trop faible par rapport à la situation de référence (0,40). Le nombre d’individus omnivores et phytophiles est trop élevé suite aux activités anthropiques (0,14 et 0,17). Le nombre d’espèces migratrices sur de longues distances est quant à lui trop faible (0,25).

En 2009, l’EFI était de 0,48 (tableau 4.25), classant la station en bonne qualité également. Les mêmes conclusions qu’en 2012 sont tirées, sauf pour les espèces potamodromes, où le nombre relatif est légèrement trop faible. Cette augmentation en 2012, est probablement due à l’apparition de l’ombre, espèce potamodrome.

Tableau 4.25 : Calculs de l’EFI pour la station de Mariembourg le 23/08/2012 et le 08/07/2009.

P-INSE

P-OMNI

P-PHYT

P-BENT

P-RHEO

P-LONG

P-POTA

P-LITH

P-INTO

P-TOLE

Index Status Sitename Date

0,72 0,14 0,17 0,60 0,77 0,25 0,73 0,92 0,40 0,36 0,51 Good Mariembourg 23/08/2012

0,90 0,17 0,15 0,58 0,65 0,26 0,43 0,91 0,44 0,30 0,48 Good Mariembourg 08/07/2009

Indice IPR

Sur la station de Mariembourg en 2012, la valeur globale de l’IPR est 20,927, ce qui correspond à une situation qualifiée de médiocre (comprise entre 16 et 25). En 2009, par contre, l’IPR vaut 14,880, ce qui correspond à une situation qualifiée de bonne (comprise entre 7 et 16) (tableau 4.26).

Les métriques les plus pénalisantes pour les deux années sont : le nombre total d’espèces, la densité d’individus tolérants, la densité d’individus omnivores et la densité totale d’individus. En 2012, par rapport à 2009, le nombre d’individus insectivores est également pénalisant. Par contre, les métriques nombre d’espèces rhéophiles et nombre d’espèces lithophiles sont relativement conformes à une situation de référence et se sont améliorées par rapport à 2009. Alors que pour les autres métriques, la tendance inverse est observée (dégradation).

Tableau 4.26 : Calculs de l’IPR pour la station de Mariembourg le 23/08/2012 et le 08/07/2009.

Scores des métriques d'occurrence

Scores des métriques d'abondance

Nom de la station

Date de l'opération

NER -2 log(p)

NEL -2 log(p)

NTE -2 log(p)

DIT -2 log(p)

DIO -2 log(p)

DII -2 log(p)

DTI -2 log(p)

Valeur

de l'IPR Classe de qualité

associée

Mariembourg 23/08/2012 0,018 0,080 6,139 3,049 3,688 2,468 5,486 20,927 3 Médiocre

Mariembourg 8/07/2009 0,574 0,339 4,588 2,605 3,139 0,690 2,944 14,880 2 Bonne

194

Indice IAM

L’Indice IAM à Mariembourg est faible (3163) en 2012 par rapport à sa référence (7753). Ainsi, l’attractivité de la station en 2012 est faible mais meilleure qu’en 2009 (IAM de 1316) (tableau 4.27).

Tableau 4.27 : Calculs de l’IAM pour la station de Mariembourg le 23/08/2012 et le 08/07/2009.

2012 2009


Var 7 4 4 6 3 3

Div 0,56 0,26 0,36 0,61 0,18 0,26

Div opt 0,85 0,60 0,60 0,78 0,48 0,48

Div max 1,20 0,70 0,70 1,20 0,70 0,70

Reg 0,66 0,43 0,60 0,78 0,38 0,55

IAM 3163 1316


Rapport 41 17

La pose d'embâcles et de troncs favorise la création de nouvelles classes de substrats, de profondeurs et de vitesses ce qui a un effet positif sur l'IAM (tableau 4.27).

Les substrats, les profondeurs et les vitesses évoluent de la même manière après travaux. Le nombre de classe est augmenté de 1 mais les nouvelles classes restent très minoritaires, à savoir le limon avec une surface de 1,09 %, la classe 71-150 cm avec une surface de 3,38 % et la classe 81-150 cm/s avec une surface de 0,19 %. La régularité s'améliore légèrement parce que la diversité augmente plus que la diversité optimale. Toutefois, la diversité des substrats diminue alors que la diversité optimale augmente ce qui explique la chute dans la régularité.

Les graviers, les blocs sans anfractuosité, les profondeurs entre 6 et 20 cm ainsi que les les vitesses entre 11 et 40 cm/s sont les classes dominantes. Après travaux, elles restent toujours aussi importantes même si certaines ont diminué, notamment la classe de vitesse 11-40 cm/s.

L'indice d'attractivité morphodynamique double à cause du nombre de classes plus élevées pour chacun des trois types de pôle en 2012. De plus, le gravier et le bloc sans anfractuosité restent les substrats primaire et secondaire, avant et après travaux. Leur contribution dans l'attractivité, en 2010 et 2012 s'élèvent à 64 %. Suite à son score d'attractivité élevé (80), les hydrophytes immergés complètent, respectivement, à hauteur de 20 et 25 % dans les 36 % d'attractivité restante. La présence un peu plus forte des hydrophytes immergées est responsable de la progression de 16 % dans l'attractivité.

Synthèse

En comparant des données existantes de 1990, l’état initial avant travaux de 2009 et le suivi après travaux de 2012 (tableau 4.21), on constate que certaines espèces inexistantes en 2009 réapparaissent en 2012, c’est le cas de la vandoise, de l’ombre et de l’anguille.

Le chevaine et le barbeau continuent de diminuer et la vandoise bien qu’ayant réapparu reste extrêmement peu représentée.

Les espèces tolérantes que sont le vairon et l’épinoche croissent encore et prédominent sur le peuplement en 2012 avec respectivement 3195 et 197 individus. Le gardon, quant à lui, continue de diminuer, passant de 121 individus en 1990 à 24 en 2012.

Enfin les petites espèces, telles que le vairon, l’épinoche, le chabot et la loche franche demeurent majoritaires ayant chacune plus d’une centaine d’individus capturés en 2012.

Le bilan global est pour l’instant sensiblement le même qu’en 2009 excepté l’apparition de l‘ombre représenté par une trentaine d’individus. Les évolutions de la population supposant un retour à un état plus naturel et conforme à la zone piscicole illustré par l’inventaire de 1990 sont rares et concernent la vandoise, la perche commune, le chabot et l’anguille, cependant ces évolutions sont peu significatives en terme de nombre d’individus.

On constate que la biomasse a diminué entre 2009 et 2012 passant de 480 à 300 kg/ha, en revanche la densité a augmenté passant de 20549 à 40459 ind/ha (tableau 7). Cette évolution s’explique par l’augmentation du vairon qui est un petit poisson dont la population a presque doublé entre 2009 et 2012

195

passant de 1707 individus à 3195. De plus, les poissons présents sont encore de jeunes poissons. Les aménagements mis en place sont donc favorables aux juvéniles.

L’IBIP perd 2 points au niveau de la qualité de l’eau en 2012 par rapport à 2009. Cela peut s’expliquer par le nombre de chabot qui a fortement diminué passant de 479 à 104 individus. Or le chabot joue un rôle majeur dans la détermination de la qualité écologique des stations par l’IBIP (DOUXFILS & KESTEMONT, 2006).

L’IPR augmente ce qui indique une dégradation de la qualité du cours d’eau.

L’IAM, quant à lui, a plus que doublé entre 2009 et 2012. Cependant, il reste largement inférieur à l’IAM de référence.

L’étude des microhabitats montre qu’à Mariembourg, les travaux ont permis l’apparition de 8 microhabitats supplémentaires. Les substrats que sont les hydrophytes, hélophytes et bryophytes, ont tous augmenté en 2012. De plus, l’étude des végétaux témoigne d’une augmentation du nombre de taxons rivulaires présents sur la station.

En ce qui concerne les macroinvertébrés, l’augmentation du nombre de microhabitats s’accompagne d’une augmentation du coefficient morphodynamique ainsi que de la diversité des macroinvertébrés (indices de Shannon et d’équitabilité) ce qui traduit une tendance à un peuplement plus harmonisé en 2012, plus plat, c'est-à-dire qu’un tirage des espèces dans l’échantillon est plus équiprobable. La station gagne également un groupe faunistique indicateur supplémentaire ce qui fait que l’IBGN augmente d’une unité. Cependant, l’étude des traits biologiques, physiologiques et écologiques ne montrent pas de modifications significatives du peuplement.

L’analyse des habitats préférentiels des poissons présents à Mariembourg montre que les espèces préférant les zones graveleuses (truite, ombre, vairon, chabot, barbeau fluviatile, goujon, vandoise) sont majoritaires. En effet, elles représentent près de 90% des individus pêchés. Les espèces préférant les zones de végétation (épinoche, loche, perche, gardon) représentent 9% des individus. Le vairon étant majoritaire (3195 individus sur 3702 individus pêchés) et ubiquiste (DUPONT,1998), on n’en tiendra pas compte pour l’analyse des données poissons. Les poissons rhéophiles (vandoise, barbeau fluviatile, goujon, truite fario, chabot, ombre) représentent 507 individus soit 4.2 % des poissons relevés et 30.6 % des poissons pêchés autres que le vairon. Or en 2009, ces parts étaient de 20.7% et 64.9 %. On note donc une diminution des espèces rhéophiles malgré les aménagements. Cette diminution est surtout due à la baisse du nombre de chabots. Ces observations correspondent aux habitats observés. En effet, l’habitat majoritaire est la zone de gravier. La zone de végétation (hélophyte, hydrophyte, bryophyte et algue) représente à peine 15% de la station étudiée. Enfin les vitesses restent majoritairement très faibles et faibles (68%).

La légère augmentation hydrophytes est accompagnée d’une augmentation du nombre de loches et d’épinoches mais la diminution du gardon et de la perche explique une stagnation, voire une diminution de la part de poissons préférant les substrats végétaux.

Cependant, les indices poissons sont moins bons qu’auparavant et la richesse numérique a fortement diminuée. Il est probable que ces paramètres s’améliorent avec le temps puisque le suivi a été réalisé moins de trois ans après les travaux ce qui ne laisse pas assez de temps à la faune et à la flore pour recoloniser durablement le milieu (DECOURCIERE et al. 2008).

196

4.2 Station de Nismes


La station de Nismes, longue de 125 m, se trouve sur un tronçon rectifié (figure 4.17), approfondi et enroché, juste en amont du pont où se trouve la station limnimétrique du SPW (figure 4.18).

Figure 4.17 : Plan cadastral avec tracé de l’Eau Blanche en 1954, avant les travaux de rectification (en bleu) et tracé de l’Eau Blanche en 2004, après les travaux de rectification (en rouge)

Figure 4.18 : Localisation de la station de Nismes sur l’Eau Blanche

197

La qualité physique (méthode Qualphy – tableau 4.28) de ce secteur est globalement moyenne (50/100). C’est le lit moyen qui est le plus perturbé (35/100). Les berges sont côtées moyennes (53/100) et le lit mineur bon (63/100).

Tableau 4.28 : Résultats du Qualphy pour le secteur de Nismes.

Qualphy Global Lit majeur Berges Lit mineur

Secteur Nismes 50 35 53 63

Cartographie des microhabitats

En 2011, la cartographie des microhabitats (figures 4.19 et 4.20) est perturbée par la présence d’algues filamenteuses qui recouvre le fond du cours d’eau masquant les substrats. Le développement est dû à une eutrophisation provisoire des eaux liée à un niveau d’eau en rapport avec des conditions climatiques exceptionnelles pour ce printemps.

Des travaux sont réalisés en 2011 pour créer un chenal d’étiage méandreux au niveau du lit mineur (méandration secondaire) et permettre une dynamique fluviale limitée (érosion des berges). L’objectif est de développer des habitats plus intéressants pour la faune (macroinvertébrés, …)

Figure 4.19 : Cartographie des microhabitats de la station de Nismes réalisée avant travaux les 05 et 07/04/2011

Les cartes des profondeurs, vitesses et substrats avant et après travaux sont reprises en annexe 4.5.

198

Figure 4.20 : Station de Nismes avant travaux 07/04/2011

Un an après les travaux, on constate une augmentation du nombre de microhabitats passant de 11 en 2011 (avant travaux) à 23 en 2012 (figures 4.21, 4.22, tableau 4.29).

Les algues qui étaient dominantes en 2011 ont disparu. Les graviers qu’elles recouvraient constituent donc un nouveau substrat. Seuls trois substrats dominent en 2012 : les galets réinjectés lors des travaux, les blocs et les hélophytes avec respectivement 49%, 29.5% et 12.8%. Les hydrophytes qui étaient dominants en 2011 sont devenus marginaux en 2012 ayant sans doute souffert des travaux et des intempéries fréquentes qui ont eu lieu avant le suivi de 2012. Enfin, des habitats tels que les supports ligneux, les vases et les limons restent marginaux.

Figure 4.21 : Cartographie des microhabitats de la station de Nismes réalisée après travaux le 30/05/2012

199

Tableau 4.29 : Rapport substrat/vitesse et pourcentage des microhabitats de la station de l’Eau Blanche à Nismes (30/05/2012).

Figure 4.22 : Stations de Nismes après travaux et végétation des berges (27 et 30 mai 2012). Les microhabitats les plus représentés sont les galets (habitabilité moyenne) en vitesse moyenne (5-25 cm/sec et 25-75 cm/sec) suivis des blocs, en vitesse faible et moyenne (< 5 cm/sec et 5-25 cm/sec). Ce dernier substrat est peu biogène.

En comparaison avec l’état initial, on peut remarquer une importante augmentation du nombre de microhabitats, tout comme à Mariembourg. En effet, en 2011, seulement 11 microhabitats étaient recensés sur la station de Nismes. Une classe de vitesse et trois types de substrats supplémentaires sont représentés en 2012, même s’ils n’occupent qu’une faible surface, ils permettent la présence de beaucoup plus de microhabitats dont notamment des microhabitats biogènes. De plus, en 2011, peu de substrats étaient présents dans une zone de vitesse faible (< 5 cm/sec), la plupart étaient dans une zone de vitesse moyenne. La station en 2012 est marquée par une hétérogénéité des profondeurs, vitesses et substrats plus marquée qu’en 2011.

Les habitats les plus biogènes, tant pour les poissons que pour les invertébrés, demeurent marginaux voire non représentatifs (figure 4.23, tableau 4.30). Les galets qui constituent l’habitat le plus représenté possède toutefois une habitabilité de 7/11 pour les insectes et de 50/100 pour les poissons ce qui reste moyen à bon.

Les cartographies des vitesses de courant, substrats et profondeurs sont reprises en annexe 4.6.

200

Figure 4.23 : Répartition des microhabitats en 2011 et 2012 à Nismes

201

Tableau 4.30 : Comparaison entre 2011 et 2012 des différents substrats classés par habitabilité décroissante pour les invertébrés (basé sur l’IBGN) de la station de Nismes

Substrats 2011 2012

bryophytes 0,2 marginal 0

hydrophytes 7,1 dominant 1,5 marginal

supports ligneux 0 0,1 non représentatif

galets 0 49,0 dominant


graviers 0 2,7 marginal

hélophytes 11,1 dominant 12,8 dominant

vases 0 3,7 marginal

limons 0 0,6 marginal

algues 56,3 dominant 0

Indice tronçon

Les sous-indices hétérogénéité et attractivité s'améliorent mais la hausse est plus forte pour l'attractivité. La connectivité reste stable (tableau 4.31).

Tableau 4.31 : Résultats de la méthode tronçon pour l'avant et l'après travaux à Nismes.

L'hétérogénéité est meilleure après travaux de restauration suite à l’amélioration de plusieurs paramètres, dont la diversité des largeurs, des vitesses et des faciès d’écoulement. Ainsi, le chenal lotique bordé de plats concerne toute la partie amont de la station alors que la partie aval est dominée par la mouille. En outre, les substrats majoritaires de la station sont en 2012 plus biogène qu’en 2011. Néanmoins, iIl est important de signaler que dans certaines parties de la station (mouilles), les substrats grossiers dominants sont recouverts d'une couche de vase (FIN). Ce substrat de fine granulométrie recouvre encore une grande partie de la station. En outre, les grandes vitesses du chenal lotique pourraient limiter son expansion

L'attractivité autrefois mauvaise est désormais excellente. Le linéaire des caches est plus important et leur nombre est assez important, bien regroupé avec une profondeur toujours supérieur à 40 cm. Toutefois, même si l'indice n'en tient pas compte, les caches sont dans leur grande majorité des herbiers. Ces derniers avec la présence de galets forment deux types de frayères. Ce nombre était de 1 avant travaux puisque les galets étaient colmatés. Par ailleurs, le galet est le substrat dominant ce qui le rend plus attractif que l'ancienne couche d'algues.

L’analyse de l’indice de connectivité montre que les travaux de restauration ont entrainé une amélioration de cette connectivité, ceci surtout grâce à la création de dépôts émergés.

Au final, l’indice global de qualité physique augmente d’une classe (de D à C) suite aux travaux de restauration du cours d’eau.

Score Score Score Score Coef QualitéClassesTrç Hétérogénéité Attractivité Connectivité Stabilité stab* physique

/111 /90 /130 -60 / 40 0,75 / 1,25 /30600

05/04/11 127 10 E 17 D 44 C -7 équilibre 1,00 1.010 D30/05/12 135 32 C 46 A 51 B -10 équilibre 0,85 3.381 C

Augmentation + 220 % / + 171 % / + 16 % / / / / + 235 % /

Linéaire

(m)

C

l

a

s

s

e

C

l

a

s

s

e

C

l

a

s

s

e

C

l

a

s

s

e

202



Avant travaux l’eau a un pH de 7,96 légèrement alcalin avec une bonne oxygénation (89 % de saturation) et une quantité faible de matières en suspension (0,8 mg/l). La conductivité est importante de 597,8 µS/cm. Au niveau des nutriments, on constate des concentrations moyennes en azote ammoniacal, en nitrites et en phosphore total significatives d’une qualité dégradée qui pourrait avoir un impact sur la qualité biologique (tableau 4.32).

Tableau 4.32 : Qualité physico-chimique de l’eau de l’Eau Blanche à Nismes (12/7/2011)

Paramètre Valeur Unité

T° 17,73 °C

Conductivité 597,8 µS/cm

O2 dissous 89,3 %

O2 8,48 mg/l

pH 7,96

MES 0,8 mg/l

Azote ammoniacal 0,131 N-NH4 µg/l

Nitrates 2,366 N-NO3 mg/l

Nitrites 0,119 N-NO2 mg/l

Phosphore total 0,246 Ptot mg/l

Orthophosphates 0,114 P-PO4 mg/l


Macrophytes

Avant travaux

Un état initial a été mené le 7 avril 2011 sur l’Eau Blanche à Nismes avant le démarrage des travaux de restauration. La longueur du secteur analysé est de 125 m pour une largeur moyenne de 7 m (mesurée entre les pieds de berge) et une profondeur de 1 m à 1,5 m. Au centre les vitesses sont de l’ordre de 25 à 75 cm/s. Les prélèvements ont été réalisés par débit normal et temps ensoleillé.

Lors de cet état initial en 2011, le fond de la rivière était constitué de galets, de graviers et de blocs recouverts de différentes algues filamenteuses qui formaient un tapis assez dense. Il s’agit des espèces suivantes (tableau 4.33) :

- Vaucheria sp – espèce dominante qui prolifère abondamment dans les milieux bien

minéralisés et eutrophes surtout quand les eaux sont basses, claires et à courant assez lent ;

- Spirogyra sp – espèce de milieu calme qui se développe principalement au printemps dans

des eaux de minéralisation et de dureté moyenne ;

- Ullothrix sp

Les bryophytes étaient peu présentes sur cette station. Elles étaient représentées par l’espèce Fontinalis antipyretica, assez ubiquiste et tolérante.

Les macrophytes sont très développées avec la renoncule flottante (Ranunculus fluitans) qui forme de longs herbiers, espèce préférant les eaux rapides, bien minéralisées. Elle est accompagnée du

203

potamot nageant (Potamogeton natans), du myriophylle en épis (Myriophyllum spicatum) et de la glycérie flottante (Glyceria fluitans).

En pied de berge, on trouve de l’iris jaune (Iris pseudacorus), du rubanier rameux (Sparganium erectum), quelques carex, de la salicaire (Lythrum salicaria) et de la reine des prés (Filipendula ulmaria) notamment (tableau ).

En période estivale la rivière est envahie principalement par la renoncule dont le recouvrement dépasse largement les 50 %.

Nous avons calculé un indice IBMR de 9,5 / 20 ce qui correspond à une classe moyenne. Cette cote est principalement due à la dominance de l’algue Vaucheria qui recouvre tout le fond du cours d’eau, espèce eutrophe à coefficient spécifique faible (4), de plus un grand nombre d’espèces ont un coefficient de sténoécie de 1 et sont donc euryèces (amplitude écologique faible).

Après travaux

En 2012, après les travaux, la végétation des berges étaient essentiellement constituée de baldingères (Phalaris arundinacea), de rubanier rameux (Sparganium erectum), de salicaires communes (Lythrum salicaria), de reines-des-prés (Filipendula ulmaria), de joncs fleuris (Butomus umbellatus) et d’épilobes hirsutes (Epilobium hirsutum).

De plus, les travaux ont également contribués à l’enrichissement de la ripisylve, en effet, des iris, des saules et des aulnes ont été plantés (du moins des boutures). Cependant, si les hélophytes sont à présent très représentés ce n’est pas le cas des hydrophytes (1.5% de la superficie de la station) et des bryophytes (absents). Cette forte diminution des hydrophytes (5.6% de moins) provient essentiellement de la régression des renoncules. Les autres espèces d’hydrophytes conservent leur classe de recouvrement d’origine.

On constate qu’en 2012, 3 taxons viennent s’ajouter à ceux de 2011 (tableau 4.33). Bien que la surface recouverte par les végétaux passe de 75 % à 15 % du fait de la disparition des algues et de la diminution des hydrophytes qui passent de 7.1 % à 1.5 %, l’IBMR augmente d’un point en 2012 par rapport à 2011.

Tableau 4.33 : Comparaison des macrophytes relevés et indices IBMR à Nismes en 2011 et 2012


2011 2012

Algues Vaucheria sp. 4 1 5 0

Spirogyra sp. 10 1 3 0

Ulothrix sp. 10 1 3 0


Hydrophytes Glyceria fluitans 14 2 2 2


Potamogeton natans 12 1 3 3

Ranunculus fluitans 10 2 5 3



Sparganium erectum 10 1 4 3


Filipendula ulmaria 1 2

Urtica dioica 0 1


204

Macroinvertébrés

Avant travaux

L’analyse des microhabitats a montré, avant travaux, une dominance de substrats formés d’algues recouvrant des galets qui représentent 56 % de la station.

Cinq prélèvements ont été réalisés dans les galets recouverts d’algues, deux dans les hydrophytes et les hélophytes ; un dans les bryophytes, dans les blocs et dans les chevelus racinaires (tableau 4.34).

Au total donc 12 prélèvements ont été effectués grâce à un surber de 0,05 m2 de surface et muni d’un

filet de maille de 500 µm.

Le nombre total d’individus recensés est de 488, ce qui est particulièrement faible. La densité la plus importante se retrouvant dans les chevelus racinaires (2380 ind/m

2) et dans les bryophytes (1200

ind/m2).

Tableau 4.34 : Effort d’échantillonnage pour chaque microhabitat en 2011


Algues 5 223 24 892

Hélophytes 2 41 21 410

Blocs 1 15 15 360

Chevelus racinaires 1 120 21 2380



total 12 488 47

Les taxons dominants sont les Chironomidae (119 ind.) suivi des coléoptères Elmidae (64 ind.), des Sphaeridae (38 ind.) et des Hydrobiidae (41 ind.). Le développement de ces deux dernières familles de mollusques est lié à la présence de végétaux (chevelus racinaires, bryophytes, algues).

Ce sont ces groupes qui sont les mieux représentés en pourcentage : diptères 27,9 %, mollusques 23,8 % et coléoptères 20,5 % (tableau 4.35).

Tableau 4.35 : Pourcentage des différents groupes faunistiques à Nismes en 2011

CNIDAIRES 0,2

TUBELLARIES 0,2

OLIGOCHETES 8,0

ACHETES 6,1

GASTEROPODES 16,0

BIVALVES 7,8

ISOPODES 0,4

EPHEMEROPTERES 6,5

PLECOPTERES 0,2

ODONATES 3,7

HETEROPTERES 0,4

2011 2012

nb de taxons 9 12

recouvrement 75% 15%

IBMR 9,50 10,54

205

COLEOPTERES 20,5

TRICHOPTERES 2,0

DIPTERES 27,9

On dénombre 47 taxons différents tous habitats confondus (annexe 4.7).

Les indices biologiques calculés (tableau 4.36) montrent un IBGN de bonne qualité 15/20 lié notamment au groupe indicateur les trichoptères Leptoceridae mais aussi à une bonne diversité en taxons (41). L’indice de diversité de Shannon est élevé (1,19) et celui de l’équitabilité est bon (0,74) traduisant une bonne répartition entre les différents groupes faunistiques. L’indice de qualité physico-chimique de l’eau est mauvais avec 5,9/10 ce qui est en relation avec les résultats des analyses physico-chimiques et le développement des algues filamenteuses. Par contre l’indice de qualité de l’habitat est très bon 9/10 traduisant la diversité des microhabitats, cependant cela n’est pas confirmé par le coefficient morphodynamique qui est moyen et qui correspond plus à la réalité avec la dominance des galets recouverts d’algues.

Après travaux

On constate qu’après les travaux la richesse numérique a plus que doublé passant de 488 à 1111 individus, mais que la richesse taxonomique diminue passant de 41 à 35 (tableau 4.36 – annexe 4.8). La station n’a plus le même groupe faunistique indicateur. En effet, le groupe des Leptoceridae, qui indiquent une note de 4/9 en 2011, est remplacé par le groupe des Leuctridae, qui ont une note de 7/9. Ainsi, l’IBGN augmente d’une unité tout comme la robustesse cependant cette dernière reste inférieure à l’IBGN (15 au lieu de 16) ce qui indique que l’IBGN est légèrement surestimé. De plus, les indices de Shannon et d’équitabilité restent stables.

L’élément le plus étonnant qui ressort de cette comparaison, est la diminution de la note de la qualité de l’habitat qui perd 1.3 points alors que le coefficient morphodynamique augmente de 0.5 point. Cela s’explique par le fait que le coefficient morphodynamique permet d’apprécier la capacité d’une station à héberger une faune diversifiée (FIRMIGNAC et al., 2008), il repose donc sur le nombre et l’attractivité des microhabitats formés par les couples substrat/vitesse recensés sur le site. Ces derniers étant plus diversifiés qu’autrefois, le coefficient se voit amélioré. La qualité de l’habitat, quant à elle, se base sur le nombre de taxons présents dans l’échantillonnage global, or la richesse taxonomique a diminué entre 2011 et 2012. Cette diminution n’est pas trop inquiétante car les suivis d’autres cours d’eaux aménagés indiquent eux aussi une diminution des espèces dans les premières années suivant des travaux d’aménagement.

Tableau 4.36 : Comparaison des indices macroinvertébrés à la station de Nismes entre 2011 et 2012

2011 2012



Groupe faunistique indicateur (/9) Leptoceridae (4) Leuctridae (7)

IBGN (/20) 15 16





Qualité de l'Habitat (Lv/10) 9 7,7

Cb2 (Ln+Lv/20) 14,9 15,4


On note une diminution importante du nombre de Diptères, de Gastéropodes, des Bivalves et d’Oligochètes passant respectivement de 27.9 % à 17.6 %, de 16 % à 1.4 %, de 7.8 % à 0.5 % et de 8 % à 2.4 %, et une augmentation des Achètes, des Ephéméroptères, des Plécoptères et des Trichoptères passant respectivement de 6.1 % à 14.6% , de 6.8 % à 25.4 %, de 0.2 % à 6 % et de 2

206

% à 15.8 % (figure 4.24). Bien que les Diptères (plus particulièrement les Chironomidae) qui sont peu sensibles à la qualité du milieu, restent très représentés en 2012 (17.6 %), l’augmentation des Ephéméroptères (Ephemerellidae et Baetidae), des Plécoptères (Leutridae) et des Trichoptères (Hydropsychidae) qui sont des espèces sensibles, prouve l’amélioration de la qualité du cours d’eau. De plus, on peut noter que les Ephéméroptères constituent la famille la plus représentée lors du suivi de 2012.

Figure 4.24 : Comparaison de la répartition des macroinvertébrés entre 2011 et 2012 à la station de Nismes

On peut observer au niveau des traits biologiques que les espèces à stratégie K (une génération par an) typiques de milieu plus stable sont dominantes.

Les régimes alimentaires sont diversifiés et bien répartis entre les différents modes avec une prédominance pour les racleurs de substrats (mollusques), les broyeurs (Ephemerellidae) et les mangeurs de sédiments fins (Chironomi et Tanytarsini) (figure 4.25).

Les traits écologiques montrent une distribution transversale illustrant plutôt un caractère assez lentique de la station avec un maximum d’espèces des rives et chenaux secondaires et de lacs et étangs. La distribution longitudinale des espèces est répartie de manière assez uniforme et étendue entre l’épirithron et le métapotamon (figure 4.26).

Quant aux traits physiologiques (figure 4.27), on voit que les espèces ont une affinité principalement mésotrophe dû à la dominance des Chironomidae, famille généralement indicatrice de qualité d’eau perturbée et riche en matières organiques.

comparaison invertébrés 2011/2012

0

5

10

15

20

25

30

CNID

AIRES

TUBELL

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OLI

GOCHETES

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S

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TERES

fréq

uen

ce (

%)

2011

2012

207

Figure 4.25 : Evolution des traits biologiques des macroinvertébrés entre 2011 et 2012 à la station de Nismes

Figure 4.26 : Evolution des traits physiologiques des macroinvertébrés entre 2011 et 2012 à la station de Nismes


0,00%

10,00%

20,00%

30,00%

40,00%

50,00%

60,00%

70,00%

≤1 a

n

> 1

an

< 1

1

> 1

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eurs

Mangeurs

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sites


par an

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%)

2011

2012


0,00%

5,00%

10,00%

15,00%

20,00%

25,00%

30,00%

35,00%

40,00%

45,00%

50,00%

Olig

itro

phe

Mésotr

ophe

Eutr

ophe

Xenosapro

bes

Olig

osapro

bes

β-

mésosapro

bes

α-

mésosapro

bes

Poly

sapro

bes


fréq

uen

ce r

ela

tive (

%)

2011

2012

208

Figure 4.27 : Evolution des traits écologiques des macroinvertébrés entre 2011 et 2012 à la station de Nismes

Synthèse

Malgré une bonne diversité et un bon indice IBGN on peut néanmoins constater que la population de macroinvertébrés est perturbée par la qualité de l’eau (dominance d’espèces mésotrophes) et de l’habitat car les espèces sont assez ubiquistes (répartition longitudinale) et à préférence d’eau lentique.

On ne dénombre aucune espèce sensible, mis à part un individu de la famille des plécoptères Leuctridae et des éphéméroptères Ephemeridae qui ne sont pas pris en compte. Leur présence peut néanmoins signifier une possibilité de développement en fonction de la qualité de l’eau et du milieu.

La comparaison des traits biologiques des macroinvertébrés (figure) met en évidence une augmentation des insectes ayant un cycle de vie inférieur ou égal à un an, passant de 57 % à 62 % et étant pourvu de moins d’un cycle par an passant de 5.4 % à 6.5 %. La distribution des modes d’alimentation varie peu entre 2011 et 2012. De plus, on observe peu d’évolution entre les traits physiologiques entre 2011 et 2012 (figure ).

En ce qui concerne les traits écologiques que sont les microhabitats et les vitesses de courant (. figure), on constate que les zones de vases et de microphytes voient leur part diminuer passant de 13.5 % à 10 % et de 2.8 % à 1 %. En revanche, les « dalles, blocs, galets, pierres », les « macrophytes, algues filamenteuses » et les « branches, racines » augmentent passant de 16.4 % à 19 %, de 21.8 % à 23 % et de 8.9 % à 11 %. Les vitesses nulles et lentes diminuent passant de 28.8 % à 20 % et de 37.8% à 34 %. Les vitesses moyennes et rapides, quant à elles, augmentent passant de 23.1 % à 30 % et de 10.3 % à 16 %.

évolution des traits écologiques

0,00%

5,00%

10,00%

15,00%

20,00%

25,00%

30,00%

35,00%

chenal de

riviè

re

rives,

chenaux

secondaires

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2012


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10,00%

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cs,

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sable

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macro

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(<25 c

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)

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25-5

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m/s

)

rapid

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>50 c

m/s

)


fréq

uen

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ela

tive (

%)

2011

2012

209


Avant travaux

Une pêche électrique a eu lieu le 21 juin 2011 par temps légèrement pluvieux et par régime normal. La pêche a été réalisée en deux passages successifs avec deux anodes et trois épuisettes. Le matériel utilisé était un Dream Héron avec une tension de 321 V et une puissance de 1,80 kVA. Tous les poissons ont été inventoriés, déterminés, mesurés et pesés sauf pour les petites espèces qui ont été pesées par lots. C’est un secteur où il n’y a pas de déversement.

La longueur prospectée est de 245 m avec une largeur moyenne de 6,9 m et une profondeur moyenne de 0,80 m. Il se situe juste en amont du pont où se trouve le limnigraphe du SPW englobant notamment le secteur étudié pour les invertébrés. L’Eau Blanche à ce niveau, est classée en zone à barbeau inférieure selon la classification de Huet (Timmermans 1961).

La pêche a été organisée par le Service de la pêche ; l’équipe était composée de 24 personnes issues du Service de la pêche, du DEMNA et de l’Université de Namur. Dix-neuf espèces ont été recensées avec un total pour les deux passages de 2764 individus et un poids total de 42,8 kg (tableau 4.37).

Tableau 4.37 : Résultats de la pêche électrique sur l’Eau Blanche à Nismes (21/6/2011)

Espèces

Nombre Long min-max Poids total

1er passage 2e passage mm g

Salmonidés

Truite fario 11 0 163 - 345 1487

Ombre commun 13 5 64 - 80 47

Cyprinidés

Chevaine 48 10 52 - 486 18959

Vandoise 6 2 40 - 145 582

Gardon 46 21 57 - 260 4711

Brème commune 10 9 68 - 235 295

Barbeau 2 0 122 - 153 50

Goujon 19 6 2 - 173 363

Rotengle 2 2 75 - 104 30

Ablette commune 8 0 77 - 97 696

Tanche 2 0 36 - 145 49

Carassin doré 1 0 121 42

Vairon 1061 609 41 - 90 5021

Autres

Perche 6 2 115 - 283 475

Anguille 4 2 700 - 870 6124

Epinoche à 3 épines 128 111 17 - 58 163

Chabot 172 167 2 - 102 1526

Brochet 2 1 101 - 440 696

Loche 146 130 57 - 104 1471

Nombre total 19 sp 1687 1077 42787

Parmi les 19 espèces inventoriées (tableau ) on peut noter 8 espèces rhéophiles (tableau ) dont pour les salmonidés la truite fario (Salmo trutta fario) et l’ombre commun (Thymallus thymallus) et pour les cyprins le chevaine (Leuciscus cephalus), la vandoise (Leuciscus leuciscus), le barbeau (Barbus barbus), le vairon (Phoxinus phoxinus), le chabot (Cottus gobio) et la loche franche (Nemacheilus barbatulus). Elles représentent 86 % des individus pêchés. Les autres espèces sont plutôt classées

210

limnophiles tels que : le gardon (Rutilus rutilus), la brème commune (Abramis brama), le goujon (Gobio gobio), le rotengle (Scardinius erythrophthalmus), l’ablette commune (Alburnus alburnus), la tanche (Tinca tinca), le carassin doré (Carassius auratus), la perche (Perca fluviatilis), l’anguille (Anguilla anguilla), le brochet (Esox lucius) et l’épinoche à 3 épines (Gasterosteus aculeatus).

On compte 86 % d’espèces rhéophiles pour 14 % d’espèces limnophiles (tableau 4.38).

Tableau 4.38 : Proportion d’espèces rhéophiles et limnophiles


Nbre taxons 8 11


% d'individus 86,18 13,82

La densité de truite fario est de 65 ind/ha pour une biomasse de 8,74 kg/ha ce qui est particulièrement faible.

La biomasse totale est de 251,69 kg/ha ce qui est moyen pour une zone à barbeau selon les références de Dupont (2007) qui cite 370 kg/ha sur la Semois à Chiny ou Timmermans de 300 kg/ha sur l’Eau Blanche en 1961.

Le barbeau est très peu représenté (2 individus de petites tailles), par contre le chevaine, le gardon et le vairon ont les plus grandes densités avec respectivement 357 ind/ha, 498 ind/ha et 14650 ind/ha.

L’indice IBIP est de 22 / 30 (classe de bonne qualité) grâce à la présence d’espèces natives et benthiques, par contre les indices de polluosensibilté et le rapport chabot/loche sont faibles (tableau 4.39).

Tableau 4.39 : Résultats du calcul de l’IBIP de l’Eau Blanche à Nismes (21/6/2011)

Nom de la station Nismes

Superficie du BV (Km²) 249 km2



Biomasse (kg) 42,78











IBIP (/30) 22

Classe SPW

211

Après travaux

Pêche électrique et nombre d’individus

La pêche électrique de la station de Nismes s’est déroulée le 21 août 2012 et a été effectuée par le Service de la Pêche, le DEMNA et l’URBE. Cette station se situe à 34,33 km de la source, possède une pente de 1,5 ‰ et est localisée également dans une zone à barbeau, suivant la zonation de Huet. En ce qui concerne la physico-chimie, la température de l’eau était de 17,7°C, la concentration d’oxygène dissous de 6,86 mg/l, le pH de 7,9 et la conductivité de 544 µS.cm

-1. Le pourcentage de

saturation en oxygène est de 72,2 %, ce qui est acceptable pour la plupart des espèces d’eau courante (Aqualog, 2012). L’eau lors de la pêche à Nismes était transparente.

Un total de 224 m ont été prospectés à pied et deux passages successifs ont été effectués. Un premier secteur, à partir du pont, en remontant jusqu’à la station cartographiée (84 m); et le deuxième secteur correspondant à la station (140 m). Lors de la biométrie, les poissons venant des deux secteurs ont été différenciés. Afin de pouvoir comparer les populations avec celles de l’état initial, qui avait été réalisé sur les deux secteurs sans différenciation, les poissons des deux secteurs ont été additionnés.

Le nombre d’individus échantillonnés pour l’ensemble des deux passages est de 1487 individus (tableau 4.40). Au premier passage, 986 individus sont prélevés et 501 au deuxième passage. L’espèce présente en plus grand nombre dans l’échantillonnage est le vairon (797 individus), tout comme à Mariembourg. Le chabot (170 individus), le gardon (118 individus), la loche franche (104 individus) et l’épinoche (97 individus) sont ensuite en nombre assez important. Au total, 17 espèces sont présentes dans l’inventaire.

Lors de la comparaison de ces données prises en 2012 avec celles de l’état initial de 2011 (tableau 4.37), on remarque que le nombre d’individus pêchés en 2011 (2764 individus) était environ deux fois plus élevé en 2012 (1487 individus). On observe une diminution du nombre d’épinoches, de vairons, de loches franches et de chabots. Par contre, on observe une augmentation du nombre de gardons.

Il faut cependant être prudent avec ces résultats car les probabilités de capture et les surfaces échantillonnées ne sont pas les mêmes entre l’état initial de 2011 et la pêche de 2012. Les tailles estimées des populations et les densités ont donc été calculées.

On peut également remarquer que la brème bordelière en 2012 est présente alors qu’elle n’était pas recensée en 2011 et le cas inverse est observé pour la brème commune. Il est cependant étrange de ne retrouver aucune de ces deux espèces lors d’une des deux années. Cette différence serait peut-être due à un problème d’identification de ces deux espèces semblables morphologiquement et qui vivent dans les mêmes habitats.

Probabilité de capture et taille estimée des populations

Pc = 1 - (C2 / C1)

Avec : ≈ 1 (Pc idéale)

C1 : nombre d’individus pêchés au 1er passage

C2 : nombre d’individus pêchés au 2e passage

Les probabilités de capture de 2012 indiquent une efficacité de pêche moyenne à mauvaise pour la plupart des espèces. Certaines probabilités de capture sont négatives (le nombre d’individus pêchés au deuxième passage est supérieur à celui du premier : brème bordelière) ou sont nulles (le nombre de poissons pêchés aux deux passages est identique : perche, truite fario, vandoise). Les probabilités de capture (de 1) pour l’anguille, le brochet, la tanche et le carassin doré ne sont pas significatives car trop peu d’individus de ces espèces ont été pêchés. Pour le barbeau (0,50), le chevaine (0,66), l’épinoche (0,65), le goujon (0,60), la loche franche (0,51) et le vairon (0,52), les probabilités de capture sont correctes. Par contre, pour les autres espèces, elles sont mauvaises car inférieures à 0,50 (tableau 4.40) L’estimation de la taille de la population par espèce a également été calculée pour les quelques espèces dont la probabilité de capture est supérieure à 0,5, suivant la méthode des deux efforts de capture selon Seber et Le Cren (1967). Les valeurs des Nt estimés (tableau 4.40 ) sont renseignées avec l’intervalle de confiance à 95% (+/- 2θ), lui-même calculé grâce à la variance (θ²). Les tailles de

212

populations estimées de 1 sont liées à un nombre très faible d’individus capturés et sont donc potentiellement artéfactuelles.

Nt estime = C1² / (C1 - C2)

θ² = C1² C2²(C1+C2)/(C1-

C2)^4

Le tableau récapitulatif (tableau 4.41) montre que les probabilités de capture étaient, en fonction des espèces, meilleures ou moins bonnes en 2011. On peut cependant noter qu’elles sont meilleures en 2012 pour l’épinoche et la loche franche. Pour le chabot, elle augmente mais reste inférieure à 0,5. Pour l’ombre, par contre, elle diminue en 2012.

Très peu de tailles de populations estimées sont comparables entre 2011 et 2012 étant donné les faibles probabilités de capture trouvées pour la plupart des espèces lors des deux années. Une nette augmentation de la taille de la population du goujon et une plus faible augmentation pour le chevaine sont à noter.

Etant donné que les surfaces échantillonnées ne sont pas les mêmes entre l’état initial (1740 m²) et 2012 (1590 m²), un biais est introduit, c’est pourquoi les densités sont calculées.

Tableau 4.40 : Inventaire ichtyologique du 21/08/2012 à Nismes. Nombre d’individus pêchés au passage 1 et au passage 2, Total d’individus pêchés aux deux passages, Probabilité de capture (Pc), Taille estimée de la population (Nt), Taille estimée de la population +/- deux écarts-type (95%), Variance (θ²). Remarques : Une valeur de « Nt - 2θ » était égal à -3 et elle a été remplacée par 0. Les valeurs de 0 pour la variance sont obtenues car aucun individu n’a été pêché au deuxième passage pour les espèces correspondantes.

Espèces Passage 1 Passage 2 Passages 1 et 2 Pc Nt Nt - 2θ Nt + 2θ θ²

Anguille 1 0 1 1,00 1,00 1,00 1,00 0,00

Barbeau 2 1 3 0,50 4,00 -2,93 10,93 12,00

Brème bordelière 4 6 10 / / / / /

Brochet 2 0 2 1,00 2,00 2,00 2,00 0,00

Carassin argenté 1 0 1 1,00 1,00 1,00 1,00 0,00

Chabot 96 74 170 0,23 / 418,91 418,91 /

Chevaine 50 17 67 0,66 75,76 62,98 88,54 40,82

Epinoche 72 25 97 0,65 110,30 94,25 126,35 64,41

Gardon 75 43 118 0,43 / / / /

Goujon 42 17 59 0,60 70,56 53,01 88,11 77,00

Loche franche 70 34 104 0,51 136,11 98,66 173,57 350,73

Ombre 12 9 21 0,25 / / / /

Perche 4 4 8 / / / / /

Tanche 1 0 1 1,00 1,00 1,00 1,00 0,00

Truite fario 7 7 14 / / / / /

Vairon 540 257 797 0,52 1030,39 932,55 1128,23 2393,13

Vandoise 7 7 14 / / / / /

Nombre total d’individus 986 501 1487

Nombre d’espèces 17 13 17

213

Densités estimée et observée

Les densités ont été calculées pour chaque espèce grâce à la taille de la population estimée sur la surface échantillonnée, afin de pouvoir notamment les comparer avec celles de 2011 où le secteur échantillonné était 10 % plus grand.

Densité estimée (nbre ind. / ha) = (Nt estimé) / ((L x l)/10000)

Les densités les plus importantes en 2012 sont celles du vairon (6478,80 ind./ha), de la loche franche (855,83 ind./ha) et de l’épinoche (693,52 ind./ha). Le chevaine (476,34 ind./ha) et le goujon (443,66 ind./ha) possèdent également une assez grande densité estimée (tableau 4.40).

Très peu de densités estimées peuvent être comparées entre 2011 et 2012 (tableau 4.41). Il est néanmoins possible de voir une différence entre les densités estimées du goujon entre l’état initial et 2012.

Comme on a pu le voir, la densité estimée n’a pas pu être calculée pour un bon nombre d’espèces, c’est pourquoi les densités directement observées ont également été calculées afin de ne pas être tributaire des mauvais efforts de capture.

Densité observée (nbre ind. / ha) =(Nt pêchés) / ((L x l)/10000)

Il ne faut donc pas oublier le deuxième biais introduit en utilisant la densité observée, c'est-à-dire la sous-estimation de la population et le troisième biais, les probabilités de capture différentes qui ne sont pas prises en compte.

On peut voir cette fois, par la comparaison des densités observées de 2011 et 2012 (tableau 4.41), une augmentation du gardon, du goujon et de la vandoise en 2012 ainsi qu’une légère augmentation de la truite fario. Par contre, une diminution de plusieurs espèces est observée : le chabot, l’épinoche, la loche franche et le vairon.

En tenant compte des probabilités de capture, on peut noter une augmentation du chevaine alors qu’il y a une diminution de la probabilité de capture, ce qui entrainerait une sous-estimation de la population totale. Pour l’épinoche et la loche franche, on constate une diminution de la densité observée malgré la très forte augmentation de la probabilité de capture. Par contre, pour l’ombre, on observe une faible augmentation du nombre d’individus mais la forte diminution de la probabilité de capture en 2012 laisse à penser que l’augmentation est plus importante que ce qu’indiquent les chiffres.

En conclusion, les espèces qui semblent les plus abondantes d’après les différentes densités considérées en 2012 sont le vairon, la loche franche, l’épinoche. Ensuite, le chevaine et le goujon sont également bien représentés.

Suite à la comparaison avec l’état initial, la tendance générale semble être une diminution du chabot, de l’épinoche, du vairon, de la loche franche et augmentation du gardon.

Biomasse

Biomasse= (∑ Poids) / ((L x l)/10000)

Les espèces possédant une biomasse importante en 2012 sont le chevaine (70,35 kg/ha) et le gardon (53,18 kg/ha) (tableau 4.40 ).

Une diminution importante de la biomasse en 2012 par rapport à 2011 (tableau 4.41) est à noter pour le chevaine, le goujon, l’anguille, le chabot, la loche franche, le vairon et la vandoise. Par contre, une augmentation de la biomasse de la perche, du gardon et du barbeau est observée en 2012.

La relation poids-longueurs et les coefficients de condition pour chaque espèce ont été calculés et apparaissent à l’annexe 4.9 .

214

Espèces limnophiles-rhéophiles

Le 21 août 2012, 8 espèces rhéophiles contre 9 espèces limnophiles ont été capturées (tableau 4.42). Cependant, peu d’individus limnophiles étaient présents dans l’échantillonnage. C’est pourquoi 80 % des individus pêchés sont affiliés aux courants rapides. En 2011, 86 % des individus capturés étaient rhéophiles (tableau 4.38). Une légère différence est donc observée, mais le peu de temps écoulé depuis les travaux ne permet pas d’avancer une hypothèse quant aux aménagements.

Tableau 4.42 : Rapport entre espèces rhéophiles et limnophiles à Nismes, le 21/08/2012.


Nbre espèces 8 9



215

Tableau 4.41 : Comparaison des inventaires ichtyologiques du 21/06/2011 et du 21/08/2012 à Nismes. a) Comparaison par espèces du nombre d’individus pêchés (Nt pêché), de la taille de la population estimée (Nt estimée), de la probabilité de capture (Pc), de la densité observée, de la densité estimée et de la biomasse. b) Longueur et largeur du secteur prospecté. Remarque : La biomasse de la brème bordelière en 2012 ne reprend que les individus du deuxième passage. a)

Espèces Nt pêché Nt estimé Pc Densité observée (nbre ind. / ha) Densité estimée (nbre ind. / ha) Biomasse (kg/ha)

2011 2012 2011 2012 2011 2012 2011 2012 2011 2012 2011 2012

Ablette 8 0 8 / 1,00 / 45,99 / 45,99 / 4,00 /

Anguille 6 1 8 1 0,50 1,00 34,49 6,29 45,99 6,29 35,21 7,34

Barbeau 2 3 2 4 1,00 0,50 11,50 18,86 11,50 25,15 0,29 14,08

Brème bordelière 0 10 / / / / / 62,88 / / / 0,04

Brème commune 19 0 / / 0,10 / 109,23 / / / 1,70 /

Brochet 3 2 4 2 0,50 1,00 17,25 12,58 23,00 12,58 4,00 4,09

Carassin argenté 0 1 / 1 / 1,00 / 6,29 / 6,29 / 10,09

Carassin doré 1 0 1 / 1,00 / 5,75 / 5,75 / 0,24 /

Chabot 339 170 / / 0,03 0,23 1948,84 1068,91 / / 8,77 4,24

Chevaine 58 67 61 76 0,79 0,66 333,43 421,28 348,56 476,34 108,99 70,35

Epinoche 239 97 / 110 0,13 0,65 1373,96 609,91 / 693,52 0,94 0,22

Gardon 67 118 85 / 0,54 0,43 385,17 741,95 486,58 / 27,08 53,18

Goujon 25 59 28 71 0,68 0,60 143,72 370,98 159,64 443,66 2,09 6,09

Loche Franche 276 104 / 136 0,11 0,51 1586,66 653,92 / 855,83 8,46 3,34

Ombre 18 21 21 / 0,62 0,25 103,48 132,04 121,44 / 0,27 9,30

Perche 8 8 9 / 0,67 / 45,99 50,30 51,74 / 2,73 13,88

Rotengle 4 0 / / / / 23,00 / / / 0,17 /

Tanche 2 1 2 1 1,00 1,00 11,50 6,29 11,50 6,29 0,28 0,31

Truite fario 11 14 11 / 1,00 / 63,24 88,03 63,24 / 8,55 9,65

Vairon 1670 797 / 1030 0,43 0,52 9600,46 5011,32 / 6478,80 28,86 10,49

Vandoise 8 14 9 / 0,67 / 45,99 88,03 51,74 / 3,35 8,21

Total 2764 1487 15889,62 9349,85 245,97 224,90

Nombre d'espèces 19 esp 17 esp

b) 2011 2012



216

Groupes d’individus définis par les substrats de frai

Tout comme pour Mariembourg, les différentes espèces de poissons peuvent être classées en plusieurs groupes en fonction des caractéristiques de frai.

Sur les 17 espèces pêchées à Nismes en 2012, 5 espèces sont lithophiles (60,7 %) (tableau 4.43). Ce groupe est le plus représenté en termes d’individus, notamment par le nombre important de vairons, mais on y retrouve également la truite fario, l’ombre, le barbeau et le chevaine. Ensuite, viennent les spéléophiles (11,4 %) qui sont représentés seulement par le chabot, mais qui est en grand nombre et les psammophiles (11 %) représentés par le goujon et la loche franche, cette dernière étant en grand nombre également. La guilde phyto-lithophile reprend ensuite 3 espèces pêchées (9,4 %). Les ariadnophiles (6,5 %) sont toujours représentés par une seule espèce, l’épinoche, mais présente en nombre assez important. Les deux autres guildes présentes sont ensuite peu représentées (phytophiles : 0,9 %, pélagophiles : 0,1 %), même si les phytophiles sont représentés par 4 espèces, mais peu abondantes.

En comparaison avec l’inventaire ichtyologique de 2011 (tableau 4.44), on peut remarquer que les proportions sont semblables. Seuls les phyto-lithophiles étaient représentés par deux espèces supplémentaires, mais en moins grand nombre au total.

Tableau 4.43 : Nombre d’espèces et nombre d’individus répartis dans les différents groupes définis par leur substrat de frai, pêchés à Nismes, le 21/08/2012. Lithophile Phytophile Pélagophile Ariadnophile Spéléophile Phyto-lithophile Psammophile


Nbre individus 902 14 1 97 170 140 163

Nbre individus (%) 60,7 0,9 0,1 6,5 11,4 9,4 11,0

Tableau 4.44 : Nombre d’espèces et nombre d’individus répartis dans les différents groupes définis par leur substrat de frai, pêchés à Nismes, le 21/06/2011.



Nbre individus 1759 10 6 239 339 110 301

Nbre individus (%) 63,64 0,36 0,22 8,65 12,26 3,98 10,89

Deux secteurs de Nismes

Les 224 mètres échantillonnés à Nismes ont été divisés en deux secteurs. Le premier secteur correspond à la distance de 84 m, en partant du pont jusqu’à la station cartographiée et le deuxième secteur correspondant à la station cartographiée en elle-même (140 m). Lors de l’identification des espèces et de la biométrie, les poissons venant des deux secteurs ont été différenciés.

On peut remarquer suite à la comparaison des deux secteurs (tableau 4.45), un nombre total d’individus et une densité observée beaucoup plus importante au secteur 1, le plus petit secteur (84 m). Pour la plupart des espèces, elles ont donc été pêchées en plus grand nombre au secteur 1. Cette constatation est probablement due à la dense végétation le long des berges d’une partie du secteur 1 et plus précisément de saules dont les feuillages plongent dans l’eau et fournissent de nombreuses caches aux populations de poissons. Ce type de végétation ne se retrouve pas au niveau du secteur 2, secteur sur lequel les aménagements ont eu lieu.

Cependant, à l’état initial lors de la pêché électrique, cette distinction entre les deux secteurs n’a pas été réalisée. C’est pourquoi la comparaison entre l’état initial et 2012 a été effectuée sur le total des deux secteurs. Même si un effet potentiel des travaux aurait peut-être été visible en comparant seulement le secteur 2 lors des deux années.

217

Tableau 4.45 : Inventaire ichtyologique du 21/08/2012 à Nismes (SPW) avec différentiation entre le secteur 1 (140 m) et le secteur 2 (84 m). Nombre d’individus total par espèces (Passages 1 et 2), probabilité de capture (Pc) et densité observée calculée pour chaque espèce, au secteur 1 et au secteur 2 (a). Les longueurs et les largeurs des deux secteurs prospectés sont également mentionnées (b).

a) Nbre total d'individus (Passages 1 et 2)

Pc

Densité observée (nbre ind. / ha)

Espèces Secteur 1 Secteur 2 Secteur 1 Secteur 2 Secteur 1 Secteur 2

Anguille 0 1 / 1,00 / 10,06

Barbeau 1 2 1,00 / 16,77 20,12

Brème bordelière 1 9 1,00 / 16,77 90,54

Brochet 0 2 / 1,00 / 20,12

Carassin argenté 0 1 / 1,00 / 10,06

Chabot 106 64 0,46 / 1777,33 643,86

Chevaine 45 22 0,64 0,71 754,53 221,33

Epinoche 52 45 1,00 / 871,90 452,72

Gardon 97 21 0,63 / 1626,43 211,27

Goujon 49 10 0,56 0,75 821,60 100,60

Loche franche 58 46 0,39 0,65 972,50 462,78

Ombre 12 9 0,50 / 201,21 90,54

Perche 5 3 0,33 / 83,84 30,18

Tanche 1 0 1,00 / 16,77 /

Truite fario 6 8 / / 100,60 80,48

Vairon 579 218 0,63 0,15 9708,25 2193,16

Vandoise 4 10 / / 67,07 100,60

Nbre total d'individus 1016 471 17035,55 4738,43

Nbre total d'espèces 14 16

b) Secteur 1 Secteur 2



Traitement des données par les indices

Indice IBIP

L’indice IBIP obtenu pour la station de Nismes, le 21/08/2012, est de 23, ce qui renseigne une très bonne qualité de la station (tableau 4.46 ). La diversité taxonomique de la station très élevée (14 espèces) permet au sous-indice richesse spécifique de l’IBIP d’obtenir une note maximale. Par contre, les indices de la qualité de l’eau sont faibles, tout comme à Mariembourg (% d'individus intolérants à la qualité de l'eau ; Nb Chabot/Nb Chabot+Loche). En 2011, la classe de qualité était le bon état (tableau 4.46), mais l’IBIP (22) ne varie que de 1, par rapport à 2012.

Tableau 4.46 : Calculs de l’IBIP pour la station de Nismes, le 21/08/2012 et le 21/06/2011.

Paramètres de l’IBIP 2012 2011

INDICE RICHESSE SPECIFIQUE (/10) 10 10

Indice nb d'espèces natives 5 5

Indice nb d'espèces benthiques 5 5

INDICE QUALITE DE L'EAU (/10) 5 4

% d'individus intolérants à la qualité de l'eau 1 1

Nb Chabot / Nb Chabot+Loche 4 3

INDICE QUALITE DE L'HABITAT (/10) 8 8

% d'individus pondeurs spécialisés 5 5

% alevins/adultes pour espèces intolérantes 3 3

IBIP / 30 23 22

218

Indice EFI

L’indice EFI obtenu à Nismes en 2012 est de 0,54 (tableau 4.47), ce qui classe la station en bonne qualité. Le nombre d’espèces migratrices sur de longues distances (représentées par une seule espèce, l’anguille), benthiques, lithophiles, rhéophiles, potamodromes et insectivores est meilleur par rapport à ce qui est attendu dans la situation de référence (probabilités respectives de 0,95; 0,88; 0,75; 0,74 ; 0,70 ; 0,66). Par contre, le nombre relatif d’espèces tolérantes est beaucoup trop élevé (0,09) et le nombre relatif d’espèces intolérantes est trop faible par rapport à la situation de référence (0,34). Le nombre d’individus omnivores et phytophiles est trop élevé suite aux activités anthropiques (0,12 et 0,13).

En 2011, l’EFI était de 0,56 (tableau 4.47), classant la station en bonne qualité également. Les mêmes conclusions qu’en 2012 sont tirées.

Tableau 4.47 : Calculs de l’EFI pour la station de Nismes le 21/08/2012 et le 21/06/2011

P-INSE

P-OMNI

P-PHYT

P-BENT

P-RHEO

P-LONG

P-POTA

P-LITH

P-INTO

P-TOLE

Index Status Sitename Date

0,66 0,12 0,13 0,88 0,74 0,95 0,70 0,75 0,34 0,09 0,54 Good Nismes 21/08/2012

0,75 0,11 0,07 0,88 0,73 0,95 0,85 0,84 0,32 0,08 0,56 Good Nismes 21/06/2011

Indice IPR

Sur la station de Nismes en 2012, la valeur globale de l’IPR est 18,450, ce qui correspond à une situation qualifiée de médiocre (comprise entre 16 et 25). En 2009, par contre, l’IPR vaut 26,677, ce qui correspond à une situation qualifiée de mauvaise (comprise entre 25 et 36) (tableau 4.48).

Les métriques les plus pénalisantes pour les deux années sont : le nombre total d’espèces, la densité d’individus tolérants, la densité d’individus omnivores, la densité totale d’individus et le nombre d’individus insectivores. Par contre, les métriques nombre d’espèces rhéophiles et nombre d’espèces lithophiles sont relativement conformes à une situation de référence et sont identiques à 2011. Le nombre total d’espèces et la densité totale d’individus sont des métriques qui se sont néanmoins améliorées en 2012.

Tableau 4.48 : Calculs de l’IPR pour la station de Nismes le 21/08/2012 et le 21/06/2011

Scores des métriques d'occurrence

Scores des métriques d'abondance

Nom de la station

Date de l'opération

NER -2 log(p)

NEL -2 log(p)

NTE -2 log(p)

DIT -2 log(p)

DIO -2 log(p)

DII -2 log(p)

DTI -2 log(p)

Valeur de

l'IPR Classe de qualité

associée

Nismes 21/08/2012 0,024 0,097 9,150 2,654 3,616 2,301 0,607 18,450 3 Médiocre

Nismes 21/06/2011 0,024 0,097 16,164 3,063 3,803 1,843 1,684 26,677 4 Mauvaise

219

Méthode et indice IAM

L’Indice IAM à Nismes, en 2012 est faible (4529) par rapport à la référence (8259). Ainsi, l’attractivité de la station en 2012 est faible mais bien meilleure qu’en 2011 (IAM de 1127) (tableau 4.49).

Tableau 4.49 : Calcul de l’IAM pour la station de Nismes le 21/08/2012 et le 21/06/2011

2012 2011


Var 7 4 4 4 4 3

Div 0,56 0,37 0,42 0,48 0,39 0,31

Div opt 0,85 0,60 0,60 0,60 0,60 0,48

Div max 1,20 0,70 0,70 1,20 0,70 0,70

Reg 0,66 0,61 0,70 0,80 0,65 0,64

IAM 4529 1127


Rapport 55 14

La reméandration, la création de la mouille et la plantation d'hélophytes multiplient par 4 le score donné par l'indice d'attractivité morphodynamique. De plus, la variété des substrats est augmentée de 3 (tableau 4.49).

La présence de galets, de graviers et de limon augmente la diversité des substrats. Toutefois, la diminution de la régularité informe qu’un substrat domine largement les autres. En effet, le substrat galet domine largement les autres puisqu'il occupe 49,07 % de la surface totale. De plus, la somme de la surface des hydrophytes immergés, des graviers, du limon et des vases, autrement dit la somme de 4 substrats sur les 7, atteint la valeur 7,05 %. Plus de la moitié des substrats est donc à peine representée.

En ce qui concerne les classes de profondeur, elles restent stables en terme de variété et de diversité. Toutefois, les surfaces des classes 6-20 cm et 71-150 cm s'équivalaient avant travaux (respectivement, 43,55 % et 50,06 %) alors qu'en 2012 il semblerait que les aménagements aient favorisé la classe 6-20 cm au détriment de la classe 71-150 cm. En effet, la surface de la première (61,57 %) vaut le double de la seconde (32,50 %).

La variété des classes de vitesse est augmentée mais la nouvelle classe 81-150 cm/s n'est que peu représentée, à savoir 1,06 % de la surface totale. En outre, la surface de la classe 0-10 cm/s est d'avantage représentée de par les dépôts reconstitués et la présence de l'îlot d'hélophytes. L'indice d'attractivité morphodynamique est nettement meilleur puisque le nombre de substrats (+3) et de classes de vitesse (+1) a augmenté. L'augmentation du nombre de ces deux variables influence fortement la variété des pôles maximale. L'attractivité se modifie suite aux travaux car les galets sont décolmatés. Les galets colmatés intervenaient pour 24 % de l'attractivité avant travaux avec une cote d'attractivité très faible (10) alors que le galet domine l'attractivité en 2012 puisqu'il intervient pour 61 % avec une note d'attractivité de 50. Les trois autres substrats qui expliquent l'attractivité d'avant travaux, à savoir le bloc sans anfractuosité (32 %), les hydrophytes immergés (25 %) et les hélophytes (19 %), diminuent pour laisser place au galet ; ils valent respectivement 22 %, 13 % et 3 %. Par conséquent, le galet d'attractivité moyenne domine en 2012 ce qui est mieux que le galet colmaté de 2011.

Synthèse

L’étude des microhabitats montre qu’à Nismes, les travaux ont permis l’apparition de 12 microhabitats supplémentaires. Bien que le nombre de taxons relevé lors de l’IBMR augmente de 3, les substrats les plus biogènes selon les classements de l’IBGN ou de l’IAM que sont les bryophytes et les hydrophytes ont disparu ou ont diminué en 2012. Les taxons ayant permis la légère amélioration de l’IBMR sont essentiellement terrestres et ne constituent pas des habitats très attractifs.

Les modifications des microhabitats ont également permis un accroissement de la population des macroinvertébrés, du coefficient morphodynamique et du Cb2. En revanche, les indices de Shannon et d’équitabilité sont restés stables et l’indice de qualité de l’Habitat a diminué, la diversité du peuplement ne s’est donc pas améliorée.

L’analyse des habitats préférentiels des poissons à Nismes montre que les espèces aimant les fonds pierreux et graveleux (truite, ombre, vairon, chabot, barbeau fluviatile, goujon, vandoise) sont majoritaires sur le site. En effet, elles représentent près de 73% des individus pêchés. Les espèces préférant les zones de végétation (épinoche, loche, perche, gardon) représentent 22% des individus. Or les zones de graviers ne représentent que 3% de la surface de la station. Cependant les dalles-blocs-pierres et galets sont

220

majoritaires avec 78.5 % de la surface totale de la station. La zone de végétation (hélophyte, hydrophyte, bryophyte et algue) représente à peine 15% de la station étudiée. A Nismes, les poissons ont peu, voire pas, de zones de frayères en dehors des zones de galets injectés. Cela peut expliquer la distribution des espèces. Cependant, entre 2011 et 2012, cette distribution n’a pas vraiment évolué. En effet, en 2011, les poissons préférant la végétation représentaient 21.60%, ceux préférant les zones pierreuses 75% et ceux préférant les zones de vases 0.76%. En 2012, les effectifs passent à 22.13% pour les espèces aimant la végétation, 72.49% pour celles préférant les zones pierreuses et graveleuses et de 0.74% pour celles vivant dans les zones de vases. Les proportions de rhéophiles et de limnophiles semblent stables entre 2011 et 2012, passant de 25.76% à 26.43% de rhéophiles et de 64.15% à 62.41% de limnophiles. Cependant, les vairons représentent près de 54% de la population totale de poissons pêchés. Ils peuvent donc fausser l’étude. Si on ne tient pas compte des vairons, on retrouve une légère baisse du nombre de rhéophiles passant de 65.08% à 56.96% et une hausse plus nette des limnophiles passant de 9.41% à 18.99%. Cette évolution correspond aux microhabitats offerts par la station puisque les vitesses très faibles et faibles (jusqu’à 25 cm/s) représentent 71.1% du site en 2012.

La diminution du recouvrement par les végétaux passant de 75% à 15% n’a pas d’impact sur les poissons. Cette diminution traduit la suppression des algues et d’une partie des hydrophytes. A Nismes, on a des plantes plus diversifiées après les travaux d’aménagement mais en moins grand nombre.

221

4.3 Station de Boussu-en-Fagne


L’Eau Blanche à Boussu-en-Fagne est une rivière de première catégorie qui a subi de profondes modifications par le passé (à partir des années 60), tant au niveau du lit majeur (rectification du tracé) que du lit mineur (berges retalutées, rehaussées et empierrées, abaissement du fond du lit). Dans le cadre du projet WALPHY, il est envisagé de réaliser une restauration transversale sur une partie de ce linéaire. En effet, il est prévu de réhabiliter un ancien méandre, qui est aujourd’hui partiellement remblayé. De plus, l’aménagement du lit mineur aura pour but de diversifier les écoulements et les substrats sur environ 188 m de linéaire de cours d’eau.

Les travaux entrepris sont les suivants : terrassement en déblai / remblai partiel de l’ancien lit, suppression des petits barrages en aval, calage d’un seuil de fond pour limiter l’érosion régressive, pose de troncs et souches en berge, plantations d’hélophytes, de saules et d’aulnes.

La zone étudiée est située en aval du village d’Aublain et en amont de celui de Boussu-en-Fagne, à proximité de la ferme de la Forge (figure 4.28). A cet endroit, l’Eau Blanche s’écoule dans la dépression de Fagne, sur des schistes famenniens. Notons que le gradin calcaire de la Calestienne se trouve quelques centaines de mètres au sud de la zone d’étude. La pente moyenne du cours d’eau y est de 2,2 ‰. La sinuosité est très faible, du fait de la rectification du cours d’eau.

Figure 4.28 : Localisation de la station étudiée sur l’Eau Blanche à Boussu-en-Fagne (l’ancien méandre figure en pointillés bleus) (fond de plan IGN)

L’affectation du sol de la zone d’étude correspond de manière générale à celle de la masse d’eau « Eau Blanche aval » (MM05R). L’activité dominante y est l’agriculture (38,1 % des terres) dont 55 % de prairies (fauches et pâtures) et 45 % d’autres cultures (dont 39,5 % de maïs). Notons la présence de la carrière du Nord (Frasnes) sur le bassin versant.

De nombreuses zone Natura 2000 sont recensées sur le bassin versant de l’Eau Blanche aval (figure 4.29). Entre Aublain et Boussu-en-Fagne sur le secteur étudié, deux ZPS de 1225 Ha (BE35027A0) et de 1262 Ha (BE35027B0) sont présentes (Sources : http://mrw.wallonie.be/dgrne/sibw/especes). Ces sites regroupent différents habitats remarquables dont un ensemble de prairies de fauche et leurs bordures de cours d’eau ainsi que d’anciennes carrières noyées. Parmi les espèces répertoriées, on notera la présence du Râle des genêts (Crex crex), ainsi que de divers amphibiens : Crapaud accoucheur (Alytes obstetricans), Salamandre terrestre (Salamandra salamandra), Tritons alpestre (Triturus alpestris), palmé (T.helveticus), ponctué

http://mrw.wallonie.be/dgrne/sibw/especes

222

(T.vulgaris), crêté (T.cristatus)… Les intérêts botanique, ornithologique, herpétologique et entomologique y sont non négligeables.

Figure 4.29 : Zone Natura 2000 recensées entre Aublain et Boussu-en-Fagne

Une évaluation de la qualité physique de l’Eau Blanche aval a été réalisée en 2009 à l’aide de l’indice Qualphy (figure 4.30). Le secteur 2 (4833 m), qui concerne la station étudiée, est de qualité moyenne (49 %). L’indice lit majeur est moyen (41 %) (tableau 4.50) malgré la présence marquée de prairies bordant la rivière. Ce score moyen s’explique par des annexes hydrauliques inexistantes (l’ancien méandre étudié n’est plus en contact avec le cours d’eau) (0 %) et une inondabilité réduite (0 %). L’indice berge (62 %) est bon malgré la structure des berges enrochées (54 %), compensée par une végétation herbacée dominante avec une présence ponctuelle d’arbres et de buissons (71 %). Le lit mineur est de moyenne qualité (51%) car les faciès (29 %) et les écoulements sont très homogènes. En revanche, les substrats sont excellents (83 %) car ils sont diversifiés et peu colmatés.

Figure 4.30 : Résultat du Qualphy de la masse d’eau Eau Blanche aval

223

Tableau 4.50 : Résultat du Qualphy du secteur 2 (14 et 15 mai 2009)

Secteur

Indice Qualphy (%)

Global (100)

Lit Majeur Berge Lit mineur

40 20 40

2 49

41 62 51

Occupation Annexes Inondabilité Structure Végétation Hydraulique Faciès Substrat

72 0 0 54 71 48 29 83


Une station représentative du secteur a été délimitée, cartographiée et la qualité écologique y a été évaluée. La station mesure 70 m de long, ce qui représente 1,45 % de la longueur du secteur 2. Le début de la station se trouve au niveau de l’entrée de l’ancien méandre et la fin de la station au niveau de la sortie de l’ancien méandre (figure 4.31). Le levé de terrain relatif aux mesures de vitesses et à la cartographie des substrats s’est déroulé le 13/07/2010 en période de basses eaux (Qh = 0,32 m³/s à la station limnimétrique d’Aublain). Néanmoins, l’eau était relativement trouble durant le levé à cause des pluies orageuses de la veille, ce qui a rendu difficile l’identification des substrats du fond du lit. Notre levé comprend des profils transversaux réalisés tous les 5 m, ainsi que des points intermédiaires levés entre ces profils transversaux. Le levé topographique général du site, réalisé par les géomètres du SPW, s’est déroulé, quant à lui, en janvier 2010. Il comprend, outre les éléments généraux de l’Eau Blanche, le levé complet de l’ancien méandre (talus, 3 transects et un profil en long). Le levé de la station a pu être intégré à ce levé plus large par géoréférencement.


Figure 4.31 : Levé topographique et station du site de Boussu-en-Fagne sur l’Eau Blanche

Au niveau de la station, l’Eau Blanche est encadrée par deux prairies pâturées par des bovins. Les berges y sont hautes (souvent supérieures à 2 m) et consolidées par des blocs (figure 4.32). Cependant, au fil des années, une communauté végétale a pu se développer sur ces berges enrochées. La ripisylve y est largement dominée par les herbacées, avec plus de 17 espèces différentes dont 6 hélophytes (Epilobium hirsutum, Phalaris arundinacea, Iris pseudacorus, Butomus umbellatus, Lythrum salicaria, Juncus inflexus). D’autres espèces rivulaires typiques sont présentes comme la Reine des prés (Filipendula ulmaria), le Gaillet gratteron (Galium aparine), l’Eupatoire chanvrine (Eupatorium cannabinum), la Valériane (Valeriana officinalis), le Millepertuis perforé (Hypericum perforatum). La présence marquée de l’Ortie dioïque (Urtica

224

dioïca) peut être expliquée par la présence trop importante de matière organique dans le milieu. La ripisylve arbustive est plus rare et composée de 4 espèces (Crataegus monogyna, Prunus spinosa, Alnus glutinosa et Salix alba).

La station étudiée est totalement rectiligne suite aux grands aménagements des années 60. Toutefois, l’ancien lit de l’Eau Blanche est encore visible par endroit sur le terrain (figure 4.30). C’est notamment le cas de l’ancien méandre étudié, qui se trouve en dépression par rapport au reste de la prairie et où la ripisylve des anciennes berges est toujours présente.

Figure 4.32 : Vue de la station (à gauche) et de l’ancien tracé bordé d’arbre (à droite) de l’Eau Blanche à Boussu-en-Fagne (13/07/2010)

La station est caractérisée par des profondeurs importantes (figure 4.33). La profondeur moyenne de la station est de 0,71 m et la profondeur maximale de 1,47 m. Les profondeurs sont très homogènes suivant un gradient longitudinal : chaque profil transversal montre les profondeurs les plus importantes au centre du chenal (entre 0,5 et 1,5 m) et une diminution progressivement lorsque l’on se rapproche des berges, quelle que soit la position longitudinale. Dés lors, on ne retrouve pas de caches en bord de berges.

Figure 4.33 : Station de l’Eau Blanche à Boussu-en-Fagne : relevé des profondeurs (13/07/2010)

Les vitesses de courant ont été mesurées le long des transects (un transect tous les 5 m) et entre les transects. Après interpolation des mesures de vitesses dans l’ensemble du lit mineur, les vitesses ont été regroupées en quatre classes (figure 4.34). La vitesse du courant est très peu diversifiée avec seulement

225

deux classes de vitesses représentées : faible (de 0,05 à 0,25 m/s, qui représente 54,5 % de la superficie de la station) et très faible (< 0,05 m/s, 45,5 % de la superficie de la station). Les vitesses les plus élevées se retrouvent au niveau du chenal central.

Figure 4.34 : Station de l’Eau Blanche à Boussu-en-Fagne : relevés des vitesses (13/07/2010)

La figure 4.35 illustre les substrats présents sur la station de Boussu-en-Fagne. Cinq substrats seulement y sont répertoriés dont les deux principaux représentent plus de 93,8 % de la station : les blocs (47,6 %) et les graviers (46,2 %). Les blocs sont majoritairement situés en bord de berge et ont certainement une origine anthropique liée aux enrochements. Les graviers, quant à eux, tapissent le centre de la rivière. Précisons que le substrat « gravier » comprend ici un mélange de graviers grossiers et de fins galets, dans lequel les graviers sont dominants. C’est pourquoi eux-seuls sont représentés. La vase est présente en bord de berge également, au niveau des zones de faible courant. Malgré l’importance de l’éclairement de la rivière, les hélophytes et les chevelus racinaires sont peu représentés (respectivement 1,5 % et 0,2 %) tandis que les hydrophytes sont totalement absents.

Figure 4.35 : Station de l’Eau Blanche à Boussu-en-Fagne : relevés des substrats (13/07/2010)

La carte des microhabitats (figure 4.36) a pu être réalisée en croisant la carte des substrats à celle des vitesses de surface.

226

Les habitats relevés sur la station de Boussu-en-Fagne sont peu nombreux (8), du fait de la faible diversité des vitesses et des substrats présents. L’habitabilité est faible sur la station car les substrats et les vitesses de courant dominantes sont peu biogènes : vases, hélophytes, graviers et blocs représentent 99,8 % de la superficie de la station avec seulement deux classes de vitesses de courant (tableau 4.51). Seul le microhabitat « chevelus racinaires » est doté d’une habitabilité élevée (9/11), malgré la très faible vitesse du courant (1/5 d’habitabilité), mais ne représente que 0,2 % de la station. En plus de cette qualité d’habitat médiocre, on notera la présence non négligeable d’un dépôt de sédiments fins dans les zones de faible courant.

Tableau 4.51 : Rapport substrats / vitesses et pourcentage des microhabitats de la station de l’Eau Blanche à Boussu-en-Fagne (relevé du 13/07/2010)

Figure 4.36 : Cartographie des microhabitats à la station de l’Eau Blanche à Boussu-en-Fagne (13/07/2010)

La station étudiée est représentative du secteur 2 de l’évaluation de la qualité physique (QUALPHY), dans lequel elle se trouve. On notera toutefois que la qualité du substrat du secteur 2 semble surévaluée par rapport à ce que montre la station, sur laquelle nous avons observé de larges zones de blocs et de vase, substrats peu biogènes.

C’est sur ce site qu’on eu lieu les travaux les plus lourds. En effet, le tracé du cours d’eau a été modifié sur 70 mètres, passant d’un canal linéaire fortement modifié par l’homme au fil des années à un ancien méandre que l’on a réhabilité.

227

Après travaux

L’objectif de la reprise de l’ancien tracé méandreux sur 160 m était de maximiser la dynamique fluviale, de mobiliser l’ancien substrat en place et de diversifier les habitats. Ce dernier but est bien atteint puisqu’on passe de 8 microhabitats sur le secteur rectifié à 26 sur le nouveau méandre lors du suivi en 2013.

Le tableau 4.52 et les cartes des vitesses de courant, profondeurs, substrats et microhabitats 4.37 à 4.40 montrent une meilleure répartition dans les classes de vitesses supérieures à 25cm/s. Les graviers restent dominants (42,5%)

Tableau 4.52 : Pourcentage des différents microhabitats de la station de Boussu-en-Fagne en 2013

Figure 4.37 : Cartographie des profondeurs de la station de Boussu-en-Fagne réalisée le 04/06/2013

228

Figure 4.38 : Cartographie des vitesses de courant de la station de Boussu-en-Fagne réalisée le 04/06/2013

Figure 4.39 : Cartographie des substrats de la station de Boussu-en-Fagne réalisée le 04/06/2013

229

Figure 4.40 : Cartographie des microhabitats de la station de Boussu-en-Fagne réalisée le 04/06/2013

Les zones de blocs qui étaient majoritaires ont fortement diminué passant de 47.7 % à 10.6 % en 2013. C’est également le cas des vases qui passent de 4.5% à 0.5%. En revanche, la zone d’hélophytes qui était marginale en 2010 est devenue dominante passant de 1.5% à 9.7%. Les chevelus racinaires et supports ligneux ont également beaucoup augmenté passant de 0.2% à 2.7% en 2012 et à 4% en 2013. La zone de limons qui n’existait pas en 2010 est depuis 2012 dominante, et continue de s’étendre. Des bryophytes, des hydrophytes et des algues se sont aussi développées mais constituent des substrats marginaux ou non représentatifs.

De plus, les aménagements ont permis de diversifier les gammes de vitesses pour tous les substrats initialement présents. En 2010, chaque substrat était associé au mieux à 2 gammes de vitesses. En 2013, les limons, graviers, blocs et chevelus racinaires ont 4 gammes de vitesses allant de 0 à plus de 75 cm/s, les vases, hydrophytes et hélophytes en ont 3 (de 0 à 75 cm/s pour les vases et les hélophytes et de 5 à plus de 75 cm/s pour les hydrophytes) et les bryophytes et les algues sont de nouveaux substrats ayant des vitesses allant de 25 à 75 cm/s.

Après avoir classé les substrats par habitabilité (tableau 4.53 et figure 4.41), on constate que les substrats biogènes tant pour les poissons que pour les macroinvertébrés sont marginaux, voire non représentatifs. Les substrats dominants que sont les graviers, les limons et les blocs ont une habitabilité pour les macro-invertébrés de 5 /11, de 2/11 et de 6/11 (Circulaire DCE 200722).

230

Figure 4.41 : Répartition des microhabitats en 2010, 2012 et 2013 à Boussu-en-Fagne

231

Tableau 4.53 : Comparaison entre 2010, 2012 et 2013 des différents substrats classés par habitabilité décroissante pour les invertébrés (basé sur l’IBGN) de la station de Boussu-en-Fagne sur l’Eau Blanche

Substrats 2010 2013

bryophytes 0 0,1 non représentatif

hydrophytes 0 0,7 marginal

(chevelus racinaires), supports ligneux 0,2 marginal 4 marginal


graviers 46,2 dominant 42,5 dominant

hélophytes 1,5 marginal 9,7 dominant

vases 4,5 marginal 0,5 marginal

limons 0 31,8 dominant

algues 0 0,1 non représentatif

Les aménagements de cette station ont donc contribué à une augmentation du nombre de microhabitats de 8 à 26. Les habitats les plus biogènes ont augmenté en superficie (de 0.2 à 4.8%) mais ils restent encore marginaux face aux graviers, aux blocs et aux limons (84.9 %) qui présentent un plus faible intérêt pour la faune.



Une analyse physico-chimique de l’eau a été réalisée le 20/07/2010 sur le terrain à l’aide d’une sonde multiparamétrique et les nutriments ont été dosés en laboratoire (tableau 4.54).

Tableau 4 .54 : Analyse physico-chimique de l’Eau Blanche à Boussu-en-Fagne (20/07/2010)

Paramètre Valeur Unité

T° 14,3 °C

Conductivité 590,5 µS/cm

O2 dissous 89,5 % sat.

O2 9,09 mg/l

pH 8,2

MES 5,2 mg/l

Azote ammoniacal 0,092 NH4+ mg/l

Nitrates 22,3 NO3- mg/l

Nitrites 0,198 NO2- mg/l

Orthophosphates solubles 0,867 PO43-

mg/l

Phosphore total 0,320 P tot mg/l

La Fagne est un territoire assis sur des schistes et des calcaires qui s’étend des étangs de Virelles à Mariembourg. Le sol argilo-limoneux, assez imperméable, limite l’infiltration ainsi que les réserves hydriques mais va accentuer le ruissellement. La composition chimique de ses roches va influencer la minéralisation des eaux et augmenter le pH et la conductivité.

En effet, le pH de la station est basique (8,2) et la conductivité assez élevée pour un cours d’eau de ce gabarit (590,5 µS/cm). L’oxygénation n’est pas une limite au développement des salmonidés (9,09 mg/l) car

232

la température de l’eau n’est pas très élevée même en pleine saison estivale (14,3 °C). Toutefois la quantité d’oxygène dans l’eau n’est pas très élevée du fait du faible nombre de végétaux aquatiques et de zones lotiques.

La quantité de matière en suspension dans l’Eau Blanche à Boussu-en-Fagne est faible (5,2 mg/l). Notons que la carrière la plus importante encore en activité sur le bassin versant est située en aval de la station.

La quantité d’azote ammoniacal est faible (0,092 mg/l), mais les concentrations en nitrites et en nitrates sont plus élevées (respectivement 22,3 et 0,198 mg/l). Les activités agricoles sont très importantes sur le bassin versant (38 % du territoire) avec une nette dominance de l’élevage (55 % de prairies). Le bétail n’a pas directement accès à l’Eau Blanche, du fait de la présence de clôtures, mais bien à la majorité de ses affluents où l’on a remarqué de nombreuses traces de piétinements.

Toutefois, les concentrations les plus élevées sont celles des orthophosphates solubles (0,867 mg/l) et du phosphore total (0,320 mg/l), qui font chuter l’état de la station en qualité moyenne. Ces matières phosphorées proviennent essentiellement des eaux usées partiellement traitées par les stations d’épuration (traitement de 69 % des eaux usées en collectif). Il est envisageable également qu’une partie des engrais phosphorés utilisés dans les champs (33 % dont 25 % de maïs) par les agriculteurs se retrouvent à terme dans la rivière.


Macrophytes

Avant travaux

Un relevé de la végétation aquatique de la station a été effectué le 20/07/2010 et 10 espèces ont été identifiées (tableau 4.55). Malgré l’importance de l’éclairement de la rivière dû à la quasi-absence de ripisylve arborée, le recouvrement végétal est très faible. Les hélophytes représentent 60 % de la diversité mais ne sont présents ponctuellement que sur de très petites surfaces. Les hydrophytes ne sont représentés que par 2 espèces (Glyceria maxima et Myriophyllum spicatum) faiblement étendues. Les bryophytes et les algues ont un recouvrement plus important, notamment en bord de berge sur les blocs. Toutefois, seuls deux taxons ont été identifiés (Cladophora sp. et Fontinalis antipyretica).

L’IBMR classe la station en qualité médiocre ce qui correspond à moyen (8,4/20) selon le système de référence wallon (tableau 2.5). Malgré la relative diversité de la station la note peut être expliquée par le faible nombre de taxons contributifs (6/10) et la trophie de la végétation à dominance méso-eutrophe (8,8/20) et euryèce (1,2/3).

L’ancien tracé de Boussu avait des berges hautes (>2m), souvent consolidées par des blocs et encadrées par deux prairies pâturées par des bovins. Il y avait une ripisylve herbacée (17 espèces représentées dont 6 hélophytes), on pouvait également remarquer la présence d’espèces rivulaires typiques telles que la Reine-des-prés (Filipendula ulmaria), le Gaillet gratteron (Galium aparine), l’Eupatoire chanvrine (Eupatorium cannabinum), la Valériane (Valeriana officinalis), le Millepertuis perforé (Hypericum perforatum) et l’Ortie (Urtica dioïca). Enfin, on note l’existence d’une ripisylve arbustive plus rare composée d’aubépines monogynes (Crataegus monogyna), de prunelliers (Prunus spinosa), d’aulnes glutineux (Alnus glutinosa) et de saules blancs (Salix alba). Les substrats sont peu diversifiés, en effet, on note la présence de quelques hélophytes ainsi que quelques hydrophytes ou bryophytes mais peu représentés.

Après travaux

Sur les 100 mètres du nouveau méandre, on constate la présence de petites zones d’hydrophytes et un part importante d’hélophytes. En effet, l’Iris et la Baldingère se sont fortement développées sur le site, alors que le Myriophylle et la Glycérie, qui constituent les hydrophytes présents sur la station sont encore minoritaires et colonisent peu à peu le fond du cours d’eau. Le nombre de taxons représenté a diminué passant de 10 à 6. Cependant le recouvrement a augmenté de 9% ainsi que la note IBMR qui passe de 8.40 à 10.29, gagnant 1.89 points.

233

Tableau 4.55 : Comparaison des macrophytes et des IBMR à Boussu-en-Fagne sur l’Eau Blanche en 2010 et 2013


2010 2013

Algues Cladophora sp. 6 1 3 2


Hydrophytes Glyceria maxima 1 0

Glyceria fluitans 14 2 0 2




Butomus umbellatus 9 2 1 0


Juncus inflexus 1 0

Juncus effusus 0 1


2010 2013

nb de taxons 6 6

recouvrement 2% 11%

IBMR 8,40 10,29

Macroinvertébrés

Avant travaux

Douze prélèvements ont été réalisés sur la station le 20 juillet 2010 à l’aide d’un surber (tableau 4.56) ce qui nous a permis d’établir une liste faunistique complète (annexe 4.10).

1716 macroinvertébrés ont été capturés, soit une densité approximative de 2860 individus au mètre carré. Les densités les plus faibles ont été observées dans les blocs (1325 i/m2), les graviers (1620 i/m2), et les hélophytes (1920 i/m2). Les diversités sont moyennes voire faibles dans le cas des blocs et des graviers (respectivement 15 et 14 taxons) où 4 prélèvements ont été réalisés. Les hélophytes en revanche disposent d’une bonne diversité obtenue en un prélèvement unique (17 taxons). Le chevelu racinaire, substrat très biogène, obtient une densité et une diversité élevée en un prélèvement unique (2860 i/m², 19 taxons). Enfin, le substrat vase, peu biogène, révèle une très faible diversité (13 taxons) mais il est densément peuplé (8850 i/m²) principalement par les Diptères (96.3 %).

Tableau 4.56 : Effort d’échantillonnage pour chaque microhabitat à Boussu-en-Fagne (20/07/2010)

Substrat / vitesse du courant Nb. surbers Nb. individus Nb. Taxons Densité (i/m²)

Vase très faible et faible 2 885 13 8850

Hélophytes très faible 1 99 17 1980

Graviers très faible et faible 4 324 14 1620

Blocs très faible et faible 4 265 15 1325

Chevelus racinaires très faible 1 143 19 2860

Total 12 1716 34 2860

234

Le relevé faunistique nous a permis de calculer différents indices évaluant la qualité de la station (tableau 2.7). La note de l’IBGN classe la station en bonne qualité (15/20) car la richesse taxonomique est plutôt élevée (34) et l’on retrouve des taxons relativement polluosensibles (6/9). De plus, la note délivrée par l’indice est robuste (15/20 également) et les taxons indicateurs de polluosensiblilité sont représentés par de nombreux individus (75 pour les Sericostomatidae et 156 pour les Ephemeridae). Le calcul du Cb2 confirme la bonne qualité de la station (16/20) avec un sous-indice qualité de l’habitat de 7,5/10.

Le coefficient morphodynamique calculé pour la station est largement inférieur à l’indice de qualité de l’habitat du cb2. Le coefficient morphodynamique évalue l’habitabilité potentielle de la station en fonction de la qualité et de la diversité des microhabitats présents. La station de Boussu-en-Fagne est composée uniquement de 5 substrats et de deux classes de vitesses de courant différentes et faiblement biogènes, ce qui explique la note médiocre obtenue (11,9/20). Toutefois, en dépit de la faible diversité des microhabitats présents la diversité taxonomique est étonnamment bonne (34 taxons).

La composition du peuplement de macroinvertébrés est très peu équilibrée (indice d’équitabilité faible, 0,40/1) et très largement dominée par des taxons inféodés aux eaux lentiques (tableau 4.57). Les Diptères représentent 68,53 % du peuplement, les Éphéméroptères fouisseuses (Ephemera) 8,24 % et les Mollusques 6,99 %. Les Trichoptères, les Annélides et les Crustacées sont peu représentés (respectivement 5,77, 1,69 % et 1,40 %) et peu diversifiés également. A l’inverse, les Coléoptères sont fortement diversifiés (9 taxons) bien que peu nombreux (3,90 %). On notera la présence de 2 Plécoptères Leuctridae qui ont peut-être dérivés depuis l’amont vu qu’ils sont présents à Aublain.

Il faut signaler que dans le méandre recoupé qui a été remis en eau on a retrouvé un grand nombre de coquilles de mulette épaisse (Unio crassus) espèce Natura 2000 (Motte avis 1321). L’âge des individus collectés serait de 3 à 13 ans. La seule donnée actuelle de présence de mulette épaisse vivante dans ce bassin est localisée sur la Brouffe à Mariembourg environ 1 km en amont de la confluence avec l’Eau Blanche (Motte avis 1321).

D’autres bivalves ont également été déterminés par R. Cammaerts du DEMNA : Sphaerium corneum, Lymnaea stagnalis, Radix balthica et Theodoxus fluvialis.

Tableau 4.57 : Rapport en % des taxons représentés sur la station de Boussu-en-Fagne (20/07/2010)

Boussu-en-Fagne

HYDRACARIENS 0,12% 0,12%


1,69% 1,46%

ACHETES 0,23%


6,99% 2,62%

BIVALVES 4,37%

CRUSTACES AMPHIPODES 1,40% 1,40%

INSECTES

EPHEMEROPTERES

89,80%

10,37%

PLECOPTERES 0,12%

ODONATES 0,76%

MEGALOPTERES 0,12%

LEPIDOPTERES 0,12%

HETEROPTERES 0,12%

COLEOPTERES 3,90%

TRICHOPTERES 5,77%

DIPTERES 68,53%

Le suivi des traits biologiques, écologiques et physiologiques permet de caractériser les macroinvertébrés de la station avec plus de précision :

235

- analyse des traits biologiques (figure 4.42) : les macroinvertébrés de la station ont majoritairement un cycle de vie de un an ou moins (59 %) avec plusieurs reproductions par an (38 %). Les macroinvertébrés profitent tout autant des matières allochtones (broyeurs 28 %, filtreurs 12 %, absorbeurs 2 %) que des matières autochtones (racleurs/brouteurs de substrats 22 %, prédateurs 14 % et perceurs 8 %) pour se nourrir,

- analyse des traits physiologiques (figure 4.43) : les macroinvertébrés présents sur les deux stations sont majoritairement β-mésosaprobes (plus de 38 %), puis oligosaprobes (26%) et α-mésosaprobes (21%). Ces résultats correspondent au GFI obtenu mais ne sont pas en cohérence avec les résultats des mesures physico-chimiques,

- analyse des traits écologiques (figure 4.44) : les macroinvertébrés de la station sont inféodés au métarhitron ce qui correspond à la typologie de l’Eau Blanche à Boussu-en-Fagne. Les taxons ont une affinité plus importante pour les rives, les chenaux secondaires (32 %) et les lacs (20 %), soit des zones à vitesse de courant lent ou nul (respectivement 35 et 26 %).

Figure 4.42 : Evolution des traits biologiques des macroinvertébrés entre 2010 et 2012 à la station de Boussu


0,00%

10,00%

20,00%

30,00%

40,00%

50,00%

60,00%

70,00%

≤1 a

n

> 1

an

< 1

1

> 1

Absorb

eurs

Mangeurs

de

Bro

yeurs

Racle

urs

et

bro

ute

urs

Filt

reurs

Perc

eurs

Pré

date

urs

Para

sites


par an

mode d'alimentation

fréq

uen

ce r

ela

tive (

%)

2010

2012

236

Figure 4.43 : Evolution des traits physiologiques des macroinvertébrés entre 2010 et 2012 à la station de Boussu


0,00%

5,00%

10,00%

15,00%

20,00%

25,00%

30,00%

35,00%

40,00%

45,00%

50,00%

Olig

itro

phe

Mésotr

ophe

Eutr

ophe

Xenosapro

bes

Olig

osapro

bes

β-

mésosapro

bes

α-

mésosapro

bes

Poly

sapro

bes


fréq

uen

ce r

ela

tive (

%)

2010

2012


0,00%

5,00%

10,00%

15,00%

20,00%

25,00%

30,00%

35,00%

chenal de

riviè

re

rives,

chenaux

secondaires

éta

ngs,

mare

s,

mara

is,

tourb

ière

s

eaux

tem

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habitat

soute

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épirhithro

n

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n

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mon

méta

pota

mon

estu

aire

hors

hydro

systè

me


fréq

uen

ce r

ela

tive (

%)

2010

2012

237

Figure 4.44 : Evolution des traits écologiques des macroinvertébrés entre 2010 et 2012 à la station de Boussu

Après travaux

A la station de Boussu, le bilan est mitigé : on constate un appauvrissement de la richesse tant numérique que taxonomique, ainsi on passe d’une richesse numérique de 1716 en 2010 à 960 en 2012 et d’une richesse taxonomique de 34 en 2010 à 29 en 2012 (tableau 4.58). Bien que le groupe faunistique indicateur gagne une classe passant de 6 à 7, l’IBGN reste à 15 et la robustesse diminue passant de 15 à 14, ce qui nuance la valeur de l’IBGN obtenue et indique une altération des résultats entre 2010 et 2012. La qualité physico-chimique et celle de l’habitat baissent toutes les deux passant réciproquement de 8.6 à 7.37 et de 7.5 à 6.38. Ces indices reposent sur la diversité et le nombre d’individus relevés lors de l’IBGN. Or les richesses numériques et taxonomiques ont diminué en 2012. En revanche, l’importante augmentation du coefficient morphodynamique, qui permet d’apprécier la capacité d’une station à héberger une faune diversifiée (FIRMIGNAC et al., 2008) laisse supposer, qu’au fil des années, une population plus riche colonisera le milieu. De plus, l’indice de Shannon a augmenté ainsi que l’indice d’équitabilité qui est à présent très proche de 1. La prédominance d’une espèce s’effacerait donc au profit d’un équilibre entre les espèces.

Tableau 4.58 : Comparaison des indices macroinvertébrés à la station de Boussu-en-Fagne sur l’Eau Blanche, entre 2010 et 2012

2010 2012



Groupe faunistique indicateur (/9) Sericostomatidae & Ephemeridae (6) Goeridae (7)

IBGN (/20) 15 15





Qualité de l'Habitat (Iv/10) 7,5 6,4

Cb2 (In+Iv/20) 16 13,8



0,00%

5,00%

10,00%

15,00%

20,00%

25,00%

30,00%

35,00%

40,00%

dalle

s,

blo

cs,

pie

rres,

gale

ts

gra

vie

rs

sable

limon

macro

phyte

s,a

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uses

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rophyte

s

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vase

nul

lent

(<25 c

m/s

)

moyen (

25-5

0 c

m/s

)

rapid

e (

>50 c

m/s

)


fréq

uen

ce r

ela

tive (

%)

2010

2012

238

On note une diminution importante du nombre de Diptères, de Gastéropodes et des Bivalves passant respectivement de 68.6% à 35%, de 2.6 % à 0.6 % et de 4.3 % à 0.3 % et une augmentation des Achètes, des Ephéméroptères, des Coléoptères et des Trichoptères passant respectivement de 0.2 % à 5.3% , de 10.4 % à 29.7 %, de 3.9 % à 13.3 % et de 5.8 % à 14 % (figure 4.45). Bien que le Diptère (plus particulièrement les Chironomidae) qui est peu sensible à la qualité du milieu, demeure la famille majoritaire en 2012, l’augmentation des Ephéméroptères (Ephemerellidae et Ephemeridae) et des Trichoptères (Hydropsychidae) qui sont des espèces sensibles, prouve l’amélioration de la qualité du cours d’eau (annexe 4.11).

Figure 4.45 : Comparaison de la répartition des macroinvertébrés entre 2010 et 2012 à la station de Boussu-en-Fagne sur l’Eau Blanche

En comparant l’évolution des traits biologiques entre 2010 et 2012 (figure 4.37), on constate qu’après les travaux, les traits tendent vers des cycles de vie plus courts (on passe de 59% à 62.8% de cycles de vie inférieurs ou égaux à 1 an) et moins nombreux, on trouve 15.1% d’insectes ayant moins d’un cycle par an en 2012 alors qu’il y en avait 11% en 2010 et le nombre d’insecte ayant un seul cycle par an passe de 51% à 58.5% . Concernant le mode alimentaire, seuls les prédateurs qui diminuent passant de 14% à 10.8% et les racleurs et brouteurs de substrats, qui augmentent passant de 22% à 26.2%, ont subit des variations tangibles. Les variations des traits physiologiques sont, également peu significatives (figure 4.38).

Entre 2010 et 2012, les traits concernant la distribution transversale évoluent (figure 4.39). Le trait « chenal de rivière » augmente de 6.6% alors que les « lacs » diminuent de 3%. Pour ce qui est de la distribution longitudinale, c’est le trait « hors hydrosystème » qui diminue de 3.1% au profit de l’hyporhithron qui gagne 2.8%. Ces modifications sont en corrélation avec la réalité physique du cours d’eau. C’est également le cas des vitesses qui correspondent davantage à celles du terrain avec une forte diminution (6.7%) des vitesses nulles et une augmentation de 6.3% des vitesses moyennes. En revanche, les microhabitats varient peu, mis à part les dalles, blocs, pierres, galets qui gagnent 3.9% et les vases qui perdent 2.5%. Ces évolutions ne correspondent pas vraiment à ce que l’on peut observer sur le terrain. Pourtant il semble que les invertébrés s’adaptent au milieu.

comparaison des invertébrés à Boussu

0

10

20

30

40

50

60

70

80

HYDRACARIE

NS

OLI

GOCHETES

ACHETE

S

GASTE

ROPO

DES

BIV

ALV

ES

AM

PHIP

ODES

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HETE

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RES

CO

LEO

PTERES

TRIC

HOPTE

RES

DIP

TERES

fréq

uen

ce e

n %

2010

2012

239

Synthèse

L’état des lieux initial de l’Eau Blanche à Boussu-en-Fagne nous permet de classer la station en qualité moyenne à l’aide des différents indices calculés. Toutefois, tous les indices ne sont pas en corrélation, c’est pourquoi il est nécessaire de confronter les résultats obtenus.

La qualité physique du secteur dans lequel se trouve la station est moyenne malgré un lit majeur peu anthropisé (prairies dominantes) et des berges végétalisées. Le problème majeur est issu de la rectification complète que l’Eau Blanche a subi dans les années 60, qui a fortement affecté l’écoulement des eaux (devenu très homogène), et des échanges entre le lit mineur et le lit majeur qui sont fortement diminués (berges hautes et partiellement consolidées).

L’analyse des microhabitats, qui vient compléter l’évaluation de la qualité physique de la station, confirme les résultats obtenus précédemment. La diversité des microhabitats est faible (5 substrats et 2 classes de courant) et n’offrent pas une très bonne habitabilité pour la faune (coefficient morphodynamique 11,9/20).

La qualité physico-chimique des eaux prélevées le 20/07/2010 est moyenne et, bien que naturellement basique et conductrice, elle permet le développement des espèces salmonicoles. Toutefois, les concentrations élevées en azote et surtout en phosphore peuvent limiter le bon développement de la faune et de la flore. Ces effluents proviennent essentiellement des eaux usées et de l’agriculture.

La qualité macrophytique observée est moyenne car la flore y est peu présente (faible recouvrement) et les hydrophytes très peu diversifiés (2 taxons). Les plantes rencontrées sont essentiellement mésotrophes (8,8/20) et euryèces (1,2/3) et l’implantation d’une flore plus sensible est très certainement réduite du fait de la qualité physico-chimique médiocre de l’eau.

Les macroinvertébrés ne semblent apparemment pas souffrir de la qualité de l’eau et de l’habitat. Les indices tels le RCS et le Cb2, basés sur la polluosensibilité des taxons et également sur la diversité spécifique (donc la diversité de l’habitat), classent la station en bonne qualité (respectivement 15 et 16/20). La présence des taxons polluosensibles (GFI 6/9) est importante avec un nombre élevée d’individus échantillonnés (75 pour les Sericostomatidae et 156 pour les Ephemeridae). La diversité spécifique est également importante (34 taxons) mais le peuplement est peu équilibré et largement dominé par des macroinvertébrés affiliés aux eaux lentiques.

La contradiction entre les résultats du RCS et du coefficient morphodynamique est issu de la construction différente des 2 indices et l’on peut penser que la diversité accrue des macroinvertébrés de la station peut être en partie indépendante de la qualité des microhabitats de la station (dérive des organismes, colonisation par l’amont et par les affluents…).

Ces résultats sont aussi liés au fait qu’il s’agit d’un milieu « recréé » où la colonisation des habitats sera beucoup plus lente

L’étude des microhabitats deux ans après les travaux montre qu’à Boussu, ces derniers ont permis l’apparition de 18 microhabitats supplémentaires. Cependant, les substrats les plus biogènes selon les classements de l’IBGN ou de l’IAM, tels que les bryophytes et les hydrophytes, demeurent marginaux ou non représentatifs.

Un suivi un an après les travaux démontre que les modifications profondes du site ont impacté négativement la population des macroinvertébrés qui s’est appauvrit tant en nombre d’individus qu’en nombre de taxons, dégradant ainsi les notes IBGN et Cb2. Néanmoins, la forte amélioration du coefficient morphodynamique atteste d’une capacité du site à accueillir une faune diversifiée. De plus, les indices de Shannon et d’équitabilité ont grandement augmenté ce qui traduit un équilibre entre les espèces présentes.


Avant travaux

L’inventaire piscicole a été réalisé près de la localité de Frasnes, au niveau du pont menant à la carrière de Frasnes. 195 mètres de linéaire ont été inventoriés en zone à barbeau supérieure. Les écoulements étaient relativement homogènes avec un plat courant très étendu ponctuellement perturbé par de gros blocs d’origine anthropique. Les berges sont encaissées mais disposent toutefois d’une végétalisation abondante dominée par les herbacées avec la présence ponctuelle de grands ligneux.

1792 individus ont été capturés répartis en 8 espèces différentes (tableau 4.59), pour un poids de 16,5 kg soit une biomasse de 114 kg/ha.

240

Le vairon est l’espèce la plus représentée avec le chabot (respectivement 1026 et 592 individus). 16 truites fario sont capturées mais aucun ombre commun n’a été aperçu. En revanche, de nouvelles espèces limnophiles font leur apparition comme les anguilles (2 individus) et la carpe commune (1). Néanmoins, malgré l’aspect lentique des écoulements sur la station, 58 % des taxons rencontrés sont affiliés à des courants rapides, soit 97 % des individus capturés (tableau 4.60).

Tableau 4.60 : Rapport entre espèces rhéophiles/limnophiles à Frasnes, le 10/06/2009


Nbre espèces 5 3



L’indice obtenu classe la station de Frasnes en très bonne qualité (tableau 4.61) avec une note de 24/30. L’indice richesse spécifique est de 7/10 car la diversité taxonomique pourrait être plus élevée dans ce type de milieu. En revanche, l’indice de qualité de l’habitat est excellent (9/10) malgré la relative homogénéité du milieu. Enfin, l’indice de qualité de l’eau est de 8/10 grâce au nombre important de chabots par rapport à celui des loches.

Tableau 4.61 : Calcul de l’IBIP pour la station de Frasnes, le 10/06/2009

Paramètres

INDICE RICHESSE SPECIFIQUE (/10) 7

Indice nb d'espèces natives 3

Indice nb d'espèces benthiques 4

INDICE QUALITE DE L'EAU (/10) 8

% d'individus intolérant à la qualité de l'eau 3

Nb Chabot / Nb Chabot+Loche 5

INDICE QUALITE DE L'HABITAT (/10) 9


% alevins/adultes pour espèces intolérantes 4

IBIP / 30 24

Classe SPW

L’EFI classe la station en bonne qualité avec un indice de 0,5/1 (tableau 4.62). Selon cet indice, la diversité spécifique est trop faible notamment pour les espèces exigeantes affiliées aux zones lentiques et lotiques (0,11 et 0,24). En revanche les espèces insectivores lithophiles sont bien représentées (0,9 et 0,99).

Tableau 4.62: Résultat de l’EFI pour la station de Frasnes, le 10/06/2009

P-INSE P-OMNI P-PHYT P-BENT P-RHEO P-LONG P-POTA P-LITH P-INTO P-TOLE Index Status

0,9 0,24 0,43 0,46 0,24 0,9 0,11 0,99 0,51 0,26 0,5 Good

Après travaux

En comparant, l’état initial avant travaux de 2009 et le suivi après travaux de 2013 (tableau 4.59), on constate que certaines espèces inexistantes en 2009 apparaissent en 2013, c’est le cas de l’ombre et du goujon, qui sont présents à 6 et à 5 individus, et du gardon, de l’ablette, de la tanche, du barbeau et de la lamproie dont on relève un individu.

241

On note également une augmentation du vairon, de la loche franche et de la truite fario passant respectivement de 1026 à 1734 individus, de 92 à 165 individus et de 16 à 25 individus.

En revanche, le chabot et l’épinoche 3 épines ont fortement diminué passant de 592 à 224 individus et de 57 à 32 individus. L’anguille et la carpe commune ont, quant à elles, disparu, cependant ce fait n’est pas très significatif puisque ces espèces n’étaient représentées que par 1 ou 2 individus.

Une seconde pêche électrique a été effectuée en amont du méandre. Il s’agit d’une partie rectifiée par l’homme il y a plusieurs décennies et exempte d’intervention humaine depuis plusieurs années. On y relève des chabots et des épinoches en quantité comparables à 2009. En revanche, on retrouve moins de loches et de truites, passant de 92 à 44 et de 16 à 11 et davantage de vairon (1310 au lieu de 1026). Enfin, le goujon, la vandoise et le gardon n’étaient pas présents dans le tronçon modifié en 2009 alors que l’on retrouve quelques individus en 2013 sur la zone non aménagée.

On constate donc que le tronçon aménagé abrite une plus grande diversité de poissons notamment d’espèces rhéophiles telles que la truite et l’ombre qui sont davantage représentés que sur des tronçons non modifié ou qu’avant les travaux. Cependant le nombre de chabots et d’épinoches a beaucoup diminué.

La carte représentée en figure 4.46 a été élaborée lors du suivi de Boussu de juin 2013. La répartition des poissons montre que ceux-ci préfèrent les zones de vitesses variant entre 25 et 75 cm/s. De plus, on recense le plus de poissons dans les zones de graviers et de blocs ainsi que sur le limon. Les truites ont toutes été observées sur du gravier ou des blocs et dans des courants de vitesse supérieure à 25 cm/s. Les ombres, quant à eux, n’ont été vu que sur du gravier à des vitesses supérieures à 25cm/s. On constate également que la majorité des poissons sont à l’amont du méandre. Cependant cette observation peut être nuancée car la pêche se déroulant de l’aval vers l’amont, les poissons ont pu être repoussés à remonter le cours d’eau sur quelques mètres.

La densité (ind/ha) a augmenté en 2013, par contre la biomasse a regressé de 114 à 73 kg/ha. L’indice IBIP perd une unité vu notamment la forte diminution des chabots. Tandis que l’IAM passe d’un rapport de 9 à 29 avec l’IAM de référence (tableau 4.60)

Tableau 4.60 : Comparaison de différents indices poissons entre 2009 et 2013 à la station de Boussu-en-Fagne

2009 2013

densité (ind/ha) 12338 16483

biomasse (kg/ha) 114 73

IBIP 24 23

IPR 10,1 15,5

IAM 732 1792

IAM réf 7977 8259

rapport 9 29

242

Tableau 4.59 : Inventaire des poissons pêchés en 2009 et en 2013 à la station de Boussu-en-Fagne sur l’Eau Blanche

2009 2013 méandre 2013 zone non aménagée en amont

espèces nbre d'individus longueur (mm) poids (g) nbre d'individus longueur (mm) poids(g) nbre d'individus longueur (mm) poids(g)

chevaine 6 293-448 3928 6 36-230 258,5 10 65-362 1454

anguille 2 530-650 902 0 0 0 0 0 0

truite fario 16 62-315 2690 25 40-273 1884 11 47-275 644

carpe commune 1 435 1290 0 0 0 0 0 0

vairon 1026 37-93 3613 1734 32-96 3585 1310 28-90 3386

chabot 592 52-112 3467 224 50-116 1450 529 48-109 4383

épinoche 3 épines 57 40-104 194 32 33-58 27 44 38-56 41

loche franche 92 43-107 473 165 46-130 1532 44 45-126 420

gardon 0 0 0 1 165 57 3 110-135 59

ablette spirlin 0 0 0 1 114 14 0 0 0

tanche 0 0 0 1 71 4 0 0 0

goujon 0 0 0 5 85-162 101 24 45-123 154

barbeau 0 0 0 1 200 87 0 0 0

lamproie 0 0 0 1 155 4 0 0 0

vandoise 0 0 0 0 0 0 6 107-270 538

ombre 0 0 0 6 37-302 803,5 0 0 0

total 1792 16557 2202 9807 1981 11079

243

Figure 4.46 : Cartographie des microhabitats de la station de Boussu-en-Fagne sur l’Eau Blanche, réalisée le 04/06/2013 avec la localisation des espèces de poissons en fonction de leur abondance.

Synthèse

L’analyse des habitats préférentiels des poissons à Boussu, deux ans après la réalisation des aménagements, montre que les espèces aimant les fonds pierreux et graveleux (truite, ombre, vairon, chabot, barbeau fluviatile, goujon, vandoise) sont majoritaires sur le site. En effet, elles représentent 90.6% des individus péchés. Les espèces préférant les zones de végétation (épinoche, loche, perche, gardon) représentent 9% des individus. Or les zones de graviers et de blocs ne représentent que 53.1% de la surface de la station en 2013 et les végétaux 14.5%. Sur la cartographie, on constate que les poissons se répartissent effectivement sur les zones pierreuses mais également sur les zones limoneuses. Ils s’adaptent donc aux substrats disponibles. Alors que le milieu a été profondément modifié, on passe de 93.9% de graviers et de blocs en 2010 à 53.1% en 2013 et de 1.7% de végétaux à 14.5%, la distribution des poissons préférant l’une ou l’autre zone n’a pas évolué (variation de moins de 1%).

En 2013, les poissons rhéophiles (vandoise, barbeau fluviatile, goujon, truite fario, chabot, ombre) représentent 428 individus soit 19.44 % des poissons relevés et 91.45 % des poissons pêchés autres que le vairon. Or en 2009, ces parts étaient de 39.40% et 92.17 %. On note donc une diminution des espèces rhéophiles malgré les aménagements. Cette diminution est surtout due à la baisse du nombre de chabots passant de 592 à 224 individus. Les poissons limnophiles représentent 37.12% de la population en 2009 et 79.06% en 2013. Si l’on fait abstraction du vairon qui est ubiquiste et en nombre extrêmement important, on n’a aucun poisson limnophile en 2009 et 1.5% en 2013. Ces observations sont assez paradoxales car, avant les travaux, il n’y avait aucune zone de vitesses supérieures à 25 cm/s alors qu’après les travaux les zones de vitesses supérieures à 25cm/s représentent 51.8% du site. Les espèces rhéophiles devaient donc être favorisées par les aménagements ce qui n’est pas le cas.

245

4.4 Comparaison entre les trois stations

Nous avons voulu comparer les résultats des trois stations sur l’Eau Blanche qui représentent trois niveaux d’ambition d’aménagement. En se référant aux publications de Malavoi on pourrait parler de type R1 pour Mariembourg, R2 pour Nismes et R3 pour Boussu-en-Fagne.

Pour rappel les 3 niveaux d’ambition de restauration (Malavoi, 2007) peuvent être définis comme suit :

R1 : restauration fonctionnelle d’un compartiment de l’hydrosystème, souvent le compartiment aquatique, avec création de diversité d’habitat au niveau du lit mineur;

R2 : restauration des compartiments aquatiques et rivulaires : transport solide, habitat, ripisylve, nappe alluviale.

R3 : R2 + espace de mobilité ou de fonctionnalité : restauration fonctionnelle complète de la dynamique d’érosion et du corridor fluvial. Forte emprise foncière, au minimum 10 fois le diamètre.

Le tableau 4.61 résume les principales caractéristiques des trois stations. On constate que le coût au mètre linéaire n’est a priori pas proportionnel au niveau d’ambition. Le site de Nismes qui est de type R2 coûte le moins et celui de Boussu de type 3 est le plus coûteux. Le site de Boussu a coûté bien plus cher (entre 4 et 8 fois). Plus le niveau d’ambition est élevé et plus le nombre de microhabitats créé est élevé. En revanche, cela ne signifie pas que la surface d’habitats biogènes augmente. En effet, à Nismes, la disparition des algues vertes qui recouvraient la majorité de la surface, a permis une augmentation importante des zones en théorie attractives tant pour les insectes que pour les poissons. D’autres comme à Boussu ont permis une diversification plus que significative des microhabitats mais ces derniers ne sont pas très biogènes d’après le classement de l’IBGN. Si l’on y avait injecté des galets les scores de biogénéité auraient été bien plus importants.

Cependant, dans les faits, on constate que les substrats ayant les meilleures attractivités selon l’IBGN ne sont pas les plus biogènes sur le terrain. En effet, en comparant les inventaires de macroinvertébrés effectués dans le cadre de l’IBGN sur les différents sites et les classements théoriques, on constate de réelles différences dans la hiérarchisation des substrats, que l’on se base sur la densité ou sur la diversité relevée (par exemple à Boussu, les graviers sont plus biogènes dans les faits que les racines et les bryophytes contrairement à ce qui est avancé dans les classements (IBGN).

L’augmentation de l’IBMR à Mariembourg et à Nismes est sensiblement la même. A Boussu, le gain est un peu plus conséquent même si le score final reste faible. On remarque, cependant que l’augmentation de cet indice est d’autant plus important que le niveau d’ambition est élevé.

En ce qui concerne les macroinvertébrés, si le bilan est globalement positif à Nismes et à Mariembourg, on constate une dégradation de l’indice « qualité de l’habitat » sur les 3 stations liée à une diminution de la richesse taxonomique. Cette dégradation est négligeable à Mariembourg mais plus importante à Boussu et à Nismes. De plus, la population d’invertébrés à Boussu semble fortement impactée par les travaux. En effet, les richesses numériques et taxonomiques diminuent, la robustesse de l’IBGN et le Cb2 également. Il faut noter que le site de Boussu analysé après travaux a été complètement recréé. En revanche, le coefficient morphodynamique augmente proportionnellement au niveau d’ambition. Ainsi plus le niveau d’ambition est élevé et plus la station aura une capacité élevée à héberger une faune diversifiée. En outre les suivis ont été réalisés un à deux ans après les travaux ce qui est insuffisant pour observer un peuplement stable et durable. Il serait intéressant de savoir si le temps mis par le milieu pour retrouver son équilibre est proportionnel au niveau d’ambition de restauration.

Les données sur les populations de poissons montrent que c’est encore la station de Nismes qui semble avoir le mieux réagi aux travaux malgré une diminution des petites espèces telles que l’épinoche, le chabot et la loche. En effet, même si le nombre d’espèces recensées et la densité y diminuent contrairement aux deux autres stations, les indices poissons de Nismes subissent tous une amélioration. On constate également que la biomasse est toujours impactée. Cependant son altération est moindre à Nismes et à Boussu comparativement à Mariembourg.

Enfin, les stations ont été aménagées afin de diversifier les écoulements et profiter aux poissons rhéophiles. Cet aspect ne semble pas avoir fonctionné. En effet, sur toutes les stations, le pourcentage d’espèces rhéophiles autres que le vairon a diminué. Cependant la diminution semble moindre lorsque le niveau d’ambition est élevé.

246

Il est à noter que sur toutes les stations les mêmes observations sur les vairons et les chabots ont été faites : le nombre de vairons s’accroit de manière importante au contraire du nombre de chabots qui diminue. Diverses hypothèses peuvent être avancées : la compétition entre les petites espèces ou encore la prédation des truites et des larves de trichoptères qui mangent les alevins ou les œufs de chabots (ZBINDEN et al., 2004). L’hypothèse qui semble la plus plausible est que les travaux ont un impact direct sur les chabots qui quittent le site puis reviennent le coloniser plus tard, ce qui expliquerait que les individus relevés sur les sites soient âgés de plus d’un an et que leur nombre ait diminué sur toutes les stations alors qu’il est resté stable sur des zones non aménagées. Lors de suivis d’autres aménagements de restauration, les scientifiques ont noté que peu de temps après les travaux les peuplements sont parfois très différents des résultats prévus. Il faut attendre encore quelques années avant d’observer l’évolution souhaitée (BESSON, 2008 et BARAN, 2008)

De plus, pour l’IPR, on constate que, ce sont les paramètres NTE (Nombre Total d’Espèces) et DII (Densité d’Individus Insectivores) qui sont le plus pénalisants sur les trois stations. Cela traduit une réduction de la diversité des microhabitats, ce qui est paradoxal et la modification des équilibres trophiques avec une perturbation de la production primaire et secondaire (ROSET, 2006).

Dans chaque cas, l’indice tronçon augmente.

Ces constats se font sur la base d’un suivi de 1 à 2 ans après les travaux, or différents suivis montrent qu’il faut attendre au minimum entre trois et cinq ans après la réalisation des travaux afin d’avoir une estimation fiable des populations de poissons et d’invertébrés, sur le long terme (SELEGO et al., 2012 et BESSON et al.,2009, DECOURCIERE et al, 2008). On peut donc supposer une évolution positive pour ces stations qui n’ont pas encore atteint le summum de leur potentiel. Il serait bon d’effectuer d’autres suivis dans quelques années afin de confirmer les évolutions constatées lors de cette étude et éventuellement de la compléter.

Tableau 4.61 : Tableau comparatif des trois stations

Stations Mariembourg Nismes Boussu

date des travaux 10/2010 07/2011 11/2011

niveau d'ambition de restauration type 1 type 2 type 3

coût des aménagements (en €) 193 358 87 171 77 555

prix au ml (en €) 76 34 413

Microhabitats date suivis 2012 2012 2013

nombre total après travaux 27 23 26

nombre de microhabitats créés 11 15 18

nombre de microhabitats disparus 2 3 -

pourcentage de la superficie d'habitats biogènes (IBGN) 10,6% 50,7% 4,8%

gain par rapport à l'état initial -1,1% 43,4% 4,6%

Macrophytes date suivis 7/2012 5/2012 6/2013

nbre de taxons après travaux 15 (+6) 12 (+3) 6

pourcentage de recouvrement 15% (+7) 15% (-60% d’algues) 11% (+9)

IBMR 9,92 10,54 10,29

gain par rapport à l'état initial 0,92 1,04 1,89

Invertébrés date suivis 7/2012 5/2012 10/2012

richesse numérique (Q) 1 062 1 111 960

gain par rapport à l'état initial -662 623 -756

247

richesse taxonomique (S) 33 35 29

gain par rapport à l'état initial - -6 -5

groupe faunistique indicateur (/9) Leuctridae (7) Leuctridae (7) Goeridae (7)

gain par rapport à l'état initial 1 3 1

IBGN (/20) 16 16 15

gain par rapport à l'état initial 1 1 -

robustesse (/20) 15 15 14

gain par rapport à l'état initial - 1 -1

indice de Shannon (H') 1,23 1,22 1,24


indice d'équitabilité (J'/1) 0,81 0,78 0,85


qualité physico-chimique (ln/10) 6,68 7,66 7,37

gain par rapport à l'état initial 0,28 1,76 -1,23

qualité de l'Habitat (Iv/10) 7,26 7,7 6,38

gain par rapport à l'état initial -0,04 -1,3 -1,12

Cb2 (In+Iv/20) 13,94 15,36 13,75

gain par rapport à l'état initial 0,34 0,46 -2,25

coefficient morphodynamique (/20) 16,5 16,5 17,7


Poissons date des suivis 8/2012 8/2012 6/2013

nbre d'espèces 16 17 13

gain par rapport à l'état initial 2 -2 5

richesse numérique 3 702 1 487 2 202

gain par rapport à l'état initial 1 195 -1 277 410

densité (ind/ha) 40 459 9 350 16 483

gain par rapport à l'état initial 19 909 -6 540 4 145

biomasse (kg/ha) 299,6 224,9 116

gain par rapport à l'état initial -180,2 -21,1 +2

IBIP 22 23 23

gain par rapport à l'état initial -2 1 -1

IPR 20,9 18,5 15,49

gain par rapport à l'état initial 6 -8,2 5,44

IAM 3 163 4 529 1 792

IAM réf 7 753 8 259 8 259

rapport 41 55 29

gain par rapport à l'état initial 24 41 20

% rhéophiles (sans vairon) 53,06% 56,96% 91,45%

gain par rapport à l'état initial -24,07% -8,13% -0,71%

% limnophiles (sans vairon) 5,19% 18,99% 1,50%

gain par rapport à l'état initial -3,69% 9,57% 1,50%

indice tronçon 4000 (1377) 3381 (1010)

248

4.5 Conclusion

Les aménagements nombreux mais ponctuels mis en place à Mariembourg ont permis une amélioration de la qualité écologique du site. Cependant, les ouvrages semblent plus sensibles aux crues et aux aléas météorologiques. Un autre suivi qui confirmerait ces premiers résultats serait souhaitable.

Globalement, la station de Nismes de type 2 affiche les meilleurs progrès lors du suivi qui a eu lieu seulement un an après les travaux. Bien que certains paramètres tels que le nombre d’espèces de macroinvertébrés comme celui de poissons, ont diminué, les indices utilisés dans cette étude ont tous amélioré leur score pour ce site.

En injectant des galets à Boussu, le score de biogénéité et le peuplement des macroinvertébrés seraient sans doute meilleurs. De plus, un suivi plus tardif sur cette station permettrait de mieux juger de l’efficacité de ces travaux lourds qui nécessitent un temps d’adaptation à la faune afin qu’elle puisse recoloniser de manière durable le milieu.

Certains paramètres vont donc de pair avec le niveau d’ambition de restauration. Ainsi, le coût au mètre linéaire et la capacité du site à s’auto-restaurer semblent s’accroitre avec ce dernier. L’impact sur la diversité écologique est moins net. La diversité des microhabitats, le coefficient morphodynamique ainsi que le pourcentage de poissons rhéophiles s’améliorent avec le niveau d’ambition des aménagements. Le Cb2 traduisant la biogénéité effective d’un site est meilleur pour des niveaux de restauration de type 1 ou 2, au contraire la biomasse des poissons pêchés semble moins impactée sur des stations de type 2 ou 3. Les autres indices écologiques ne présentent pas d’évolutions directement liées au niveau d’ambition. Néanmoins, les suivis ont été relativement précoces car un minimum de trois ans est nécessaire afin de constater une recolonisation durable de la faune or les suivis étudiés dans ce rapport datent d’un ou deux ans après les travaux. Il faudrait effectuer d’autres suivis dans quelques années afin de confirmer ces conclusions et de les compléter, ce qui est déjà prévu dans le plan after-life.

249

5. Conclusion générale

Les travaux réalisés ont permis une augmentation de l’hétérogénéité de l’habitat et ont donné une amélioration de la réponse biologique. Les espèces en augmentation sont celles prévues par Harrinson et al. (2004) dans son étude mettant en relation les deux types de structures de restauration les plus couramment rencontrées au Royaume-Uni (la création de radiers artificiels et la pose de déflecteurs) sur les principales familles rhéophiles de macroinvertébrés. Ces deux types de structures sont respectivement rencontrées à Emptinal et à Spontin après les aménagements. D’après eux, la création de radiers artificiels permet une augmentation significative des Baetidae, Ephemerellidae, Elmidae, Hydropsychidae et Gammaridae A Emptinal, en effet, les Gammaridae ont augmenté de 323 individus, les Elmidae de 108 individus, les Baetidae de 151 individus, les Ephemerellidae de 129 individus, les Hydropsychidae de 20 individus et les Simuliidae de seulement 17 individus. Alors que les déflecteurs permettent l’augmentation significative des Simuliidae cela a été constaté à Spontin avec 1676 individus supplémentaires. Mais malgré tout, ces augmentations ne sont pas forcément directement corrélées à l’efficacité des travaux au vu des multiples stresseurs qui agissent sur une rivière. En ce qui concerne les stations de référence, il est complexe d’en trouver une qui soit conforme à la définition : état proche d’un état naturel exempt d’impacts anthropiques. C’est pourquoi le terme de station de contrôle est plus couramment utilisé car il est difficile actuellement de rencontrer des secteurs de rivière n’ayant pas subi ou ne subissant pas d’impact(s) d’origine humaine. Cette complexité a été mise en évidence dans ce travail avec la station de Senenne, déterminée comme référence pour l’ensemble du Bocq. Or, la station d’Emptinal montre plus de similarité en termes de composition en macroinvertébrés avec la station du Leignon (similarité de Jaccard de 0,45 alors que par rapport à Senenne cette similarité est de 0,40). Un des problèmes majeurs de suivis de projets de restauration réside dans le fait qu’aucun protocole standard n’existe à ce jour. Dès lors, de nombreux auteurs soulignent la difficulté de comparer les études entre elles étant donné les divergences entre les méthodes de terrain utilisées (Jähnig et al., 2010). Miller et al. (2010) soulignent la nécessité de mettre en œuvre des plans d’étude plus rigoureux et d’améliorer la communication des données. De trop nombreuses études ne présentent pas de suivi, n’engendrent donc pas de résultats et par conséquent n’alimentent pas les bases de données déjà peu fournies du fait que la restauration des cours d’eau est une science naissante. En effet, 15 à 30% des projets incluent un programme de suivi (Miller et al., 2010). Les professionnels du domaine de la restauration devraient utiliser une approche dite adaptative, c’est-à-dire utiliser les meilleures connaissances disponibles pour concevoir un « programme » de restauration le plus adéquat possible et si la première approche ne fonctionne pas, l’adapter ou le réorienter. Ensuite, il serait intéressant de partager les résultats de l’expérience sous une forme accessible au public (par exemple : journal, base de données en ligne) (Palmer et al., 2007). Un autre problème de suivi réside dans la variabilité des réponses obtenues dans les différentes études car il existe une grande disparité dans la taille des échantillons. De plus, une grande variabilité intra-étude et une faible puissance statistique commune à toutes les études sur les macroinvertébrés ont amené certains à remettre en question leur utilisation pour détecter des réponses de restauration portée à l'échelle du tronçon. Cette insuffisance de la puissance statistique entraîne une difficulté de mettre en évidence les différences biotiques existant entre les états restaurés et les non-restaurés (Lepori et al., 2005). Toutefois, sur base de 10 projets de restauration réalisés dans une même région physiographique, il ressort que la puissance rétrospective médiane pour détecter un changement de 20% de la densité et de la richesse de post-restauration était de 11 et 81%, respectivement. Les mesures de l'abondance des macroinvertébrés sont notoirement variables à petite échelle spatiale en raison des variables abiotiques (variabilité des microhabitats en termes de profondeur, de vitesse de courant et de substrats) et biotiques (ponte, phénologie, prédation) limitant leur utilité en tant que variables de réponses traitables (Miller et al., 2010). Afin de rendre le protocole de suivi le plus optimal possible, il faudrait :

- établir des priorités dans les efforts de restauration en évaluant l'ampleur des processus de dégradation et en établissant par exemple, avant restauration, une liste des stress qui interviennent sur le cours d’eau ;

- favoriser une approche éco-géomorphologique pour analyser les liens entre l’environnement physique et la diversité biotique ;

- vérifier l’état des populations sources (pool d’espèces) présentes à proximité ;

250

- identifier les voies de colonisation viables (Miller et al., 2010).

En France, l’ONEMA, les Agences de l’Eau, le Ministère en charge de l’Écologie et l’IRSTEA se sont rassemblés afin d’« aller vers un suivi harmonisé des opérations de restauration ». Le protocole qu’ils ont mis au point préconise que le suivi biologique devrait démarrer 3 ans après les travaux de restauration afin de laisser le temps à la recolonisation du réseau hydrographique et à la réalisation des cycles biologiques dont la durée varie en fonction des groupes d’organismes : algues (< 1 an), macroinvertébrés (< 1 an à 3 ans) et poissons (3 ans et plus) (Navarro et al., 2012). Or, la plupart des études, comme celle de ce projet, débutent bien souvent leurs suivis endéans les trois premières années. Ernst et son équipe (2012) corroborent la nécessité de suivi au-delà du seuil des trois ans car les macroinvertébrés répondent davantage à la variabilité annuelle que les mesures hydromorphologiques. Selon Friberg et al. (1998), la stabilisation des mesures physiques (comme la composition en habitats) et des mesures biologiques (comme l’abondance et la diversité en macroinvertébrés) sont des processus rapides. En Finlande, Muotka et al. (2002) ont observé un processus de récupération rapide mais pas forcément proche d’une biodiversité naturelle qui nécessite pour être détectée un suivi à plus long terme (Lorenz et al., 2009). Le délai raisonnable entre la restauration et son évaluation semble être compris entre 3 et 8 ans pour permettre une bonne récupération biologique au niveau des sites restaurés (Lepori et al., 2005). Jusqu’à présent, les études n’ont jamais été menées à suffisamment long terme pour permettre de conclure sur le laps de temps nécessaire à la récupération biotique. Plusieurs facteurs viennent souvent entraver le continuum des projets : le manque de financement, le manque de temps et/ou de personnel (Bazin et Barnand, 2002). A l’heure actuelle, un projet de restauration est un succès quand les conditions physiques et biotiques qui y règnent sont comparables à celles rencontrées dans la station de référence ou de contrôle. Il est donc fondamental d’en choisir une d’autant que les chances de recueillir des données avant rectification sont rares (Lorenz et al., 2009).

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