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L’interaction science/gestion au profit des écosystèmes lacustres

1970-2020 : 50 ans d'hydrophytes invasives dans les grands lacs aquitains

1970–2020 : 50 years of invasive hydrophytes in the great lakes of Aquitaine
Cristina Ribaudo, Alain Dutartre et Vincent Bertrin
p. 34-49

Résumés

Certaines plantes aquatiques exotiques présentent des traits biologiques qui leur confèrent des avantages dans la colonisation des milieux aquatiques (taux de croissance, stratégie de reproduction, utilisation des ressources…). Parmi elles, certaines hydrophytes sont dites « invasives » dès que leur abondance génère des problèmes d’ordre écologique et entrave le déroulement de certains usages humains. En Nouvelle Aquitaine, dans les grands lacs de la façade atlantique, deux espèces ont désormais des impacts avérés (Lagarosiphon major et Egeria densa) et une est en cours d’expansion (Sagittaria graminea). Alors que les efforts de gestion se concentrent sur l'éradication des herbiers denses, l’influence des herbiers aquatiques sur le fonctionnement chimique et biologique des lacs peu profonds est encore mal explorée. Nous présentons ici l’éventail d’études menées par les scientifiques depuis les années 1970 dans les grands lacs du littoral aquitain, qui montre l’évolution des protocoles et la variété des approches appliquées à la problématique. Ces études ont pour objectif principal d’aider à orienter les stratégies de gestion pour la régulation des espèces exotiques envahissantes en milieu lacustre.

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Texte intégral

Les hydrophytes invasives : contexte et espèces

1Les invasions biologiques sont un phénomène aussi ancien que l’existence des espèces sur Terre, même s’il est aujourd’hui amplifié par les changements globaux et rapides de l’environnement (Beisel et al. 2010). Les plantes aquatiques (« hydrophytes ») exotiques envahissantes en milieux aquatiques ont été principalement introduites par l’homme pour l’aquariophilie et les bassins d’ornement (Fleming et Dibble 2015). Ces végétaux ont une capacité de dispersion importante (graines et/ou multiplication végétative) leur permettant de coloniser divers types d’habitats au-delà de leur aire de répartition naturelle (Thiébaut 2007, Gillard et al. 2017).

2Toutes les hydrophytes exotiques ne créent pas d’envahissements systématiques. Au même titre que les espèces indigènes potentiellement envahissantes, des conditions environnementales favorables doivent être réunies (e.g. température, profondeur, lumière, type de substrat), ou les hydrophytes doivent être favorisées par les activités humaines (e.g. dispersion des boutures par les hélices de bateaux, réchauffement climatique, eutrophisation), pour générer de fortes biomasses et créer des envahissements (Dutartre et al. 2007, Fleming et Dibble 2015). Les espèces exotiques peuvent créer des dommages écologiques importants dans les habitats aquatiques, au niveau de la qualité du milieu et de la perte de biodiversité (Vilà et al. 2010). Ces invasions créent également des nuisances localement pour certains usages, engendrant des coûts de gestion importants pour leur régulation (Dutartre et Oyarzabal 1993, Dutartre et Menozzi 2008, Thiébaut et Dutartre 2012).

3La Commission européenne a établi une liste des espèces exotiques et envahissantes (appelées invasives) préoccupantes pour l’Union Européenne (règlement (UE) n°1143/2014). À ce jour, 49 espèces sont listées dont 9 espèces de macrophytes aquatiques. En France, près d’une vingtaine d’espèces végétales aquatiques sont considérées comme envahissantes ou potentiellement envahissantes (Thiébaut et Dutartre 2012). Parmi elles, certaines ne figurent pas encore dans la liste des espèces préoccupantes pour l’UE, notamment Egeria densa Planch. et Crassula helmsii (Kirk) Cockayne, alors que leur fort potentiel d’envahissement des milieux aquatiques est avéré (Thiébaut et Dutartre 2012). Un nombre important de questions et de perspectives subsistent autour de la problématique des hydrophytes invasives, notamment la compréhension des mécanismes de distribution à différentes échelles ainsi que l’évaluation des impacts sur les espèces indigènes et sur le fonctionnement biogéochimique des milieux aquatiques (Willby 2007).

4Depuis les années 1970, l’équipe d’hydrobiologistes travaillant à INRAE (ex-Irstea, ex-Cemagref) étudient les hydrophytes invasives dans les lacs du littoral aquitain à l’aide d’une approche de recherche appliquée à la gestion. Plusieurs projets supportés et financés par le syndicat mixte Géolandes, par le syndicat mixte SIAEBVELG, par l’Agence de l’Eau Adour-Garonne et par la Région Nouvelle-Aquitaine ont permis de suivre et analyser les dynamiques spatio-temporelles des hydrophytes invasives, à l’origine d’une problématique à forts enjeux socio-économiques et écologiques (Figure 1).

Figure 1. Les grands lacs du littoral aquitain sont colonisés depuis quelques décennies par des espèces exotiques telles que Sagittaria graminea (en haut à gauche), Lagarosiphon major (en bas à gauche) et Egeria densa (en haut à droite). Certaines d’entre elles sont identifiées comme envahissantes et sont donc nommées ‘invasives’. La dispersion des boutures est souvent facilitée par le passage des hélices des bateaux dans les herbiers denses. Photos : A. Dutartre, T. Huguet, V. Bertrin, G. Jan

Figure 1. Les grands lacs du littoral aquitain sont colonisés depuis quelques décennies par des espèces exotiques telles que Sagittaria graminea (en haut à gauche), Lagarosiphon major (en bas à gauche) et Egeria densa (en haut à droite). Certaines d’entre elles sont identifiées comme envahissantes et sont donc nommées ‘invasives’. La dispersion des boutures est souvent facilitée par le passage des hélices des bateaux dans les herbiers denses. Photos : A. Dutartre, T. Huguet, V. Bertrin, G. Jan

Une distribution spatiale en constante expansion

5De manière générale, les lacs ayant bénéficié de suivis réguliers de leurs peuplements de plantes aquatiques sur le moyen ou long termes (parfois plusieurs dizaines d’années) sont rares ; ils se situent au nord et à l’ouest de l’Europe (Rintanen 1996, Mäemets et Freiberg 2005, Kraska et al. 2013). En France, les lacs peu profonds et les étangs naturels du littoral aquitain ont également bénéficié de suivis sur les moyen et long termes. Les réinvestigations de données historiques nécessitent d’une continuité et de l’utilisation d’une méthodologie identique lors des différentes campagnes qui composent les suivis.

6A partir du milieu des années 70, des développements de macrophytes exotiques observés dans plusieurs des lacs et étangs du littoral landais ont fait l’objet de notes d'informations INRAE (ex-Cemagref, ex-Irstea) destinées aux autorités départementales, puis de publications, toutes destinées à attirer l'attention sur le processus de colonisation en cours (Dutartre, 1978, 1979 ; Dutartre et Capdevielle, 1982). Leur extension continue au sein de ces plans d'eau puis leur dispersion dans de nouveaux plans d'eau ont déclenché des demandes de gestion de ces espèces, ceci obligeant à développer des protocoles stabilisés de suivis cartographiques (Dutartre et al. 1989, Castagnos et Dutartre 2001, Bertrin et al. 2007, Bertrin et al. 2012, Ribaudo et al. 2016, Bertrin 2018). A partir de l’analyse des dynamiques temporelles des plantes aquatiques indigènes et exotiques, on a pu ainsi à la fois adapter les décisions de gestion dans le temps, et acquérir des données historiques stables.

Les études réalisées : la prospection à pied et l’échosondage en bateau

7Le principe général du protocole sur secteurs de rive est l’observation directe de la végétation sur l’ensemble des rives du plan d’eau le long de secteurs consécutifs d’une longueur identique, généralement de 100 m (Dutartre et al. 1989, Bertrin 2018). L’opérateur attribue à chaque espèce végétale une abondance relative (de 1 à 5). Les limites de ces secteurs ont été initialement positionnées pour la mise en œuvre des premiers relevés réalisés au milieu des années 1980 et n’ont pas été modifiées depuis et font maintenant l’objet d’un géoréférencement. Les lacs médocains de Carcans-Hourtin et de Lacanau ayant fait l’objet d’une seule campagne de relevés en 2011 (Bertrin et al. 2012), les analyses présentées ci-après utilisent les données des relevés réalisés sur les lacs landais de Cazaux-Sanguinet et de Parentis-Biscarrosse acquis depuis le milieu des années 1980 (Dutartre et al. 1989, Dutartre et al. 1997, Bertrin et al. 2007, Bertrin 2018).

8La méthode d’étude de la distribution des hydrophytes par échosondage prévoit des observations et des prélèvements de plantes au large. Ce protocole permet l’évaluation de l’état de colonisation des hydrophytes en deux phases : des relevés in situ à partir d’une embarcation équipée d’un échosondeur et d’un système GPS, puis la conception de cartes de distribution des plantes à l’aide d’un système d’information géographique (SIG) à partir des données de biomasse récoltées sur le terrain. Cette méthode a été développée dans le cadre d’une étude menée sur l’ensemble de la végétation aquatique des lacs médocains en 2011 (Bertrin et al. 2012) et adaptée de façon à cartographier l’évolution des herbiers denses d’hydrophytes invasives Lagarosiphon major (Ridl.) Moss et Egeria densa Planch. (Ribaudo et al. 2016, Bertrin et al. 2017).

Les dynamiques observées depuis les dernières décennies

9Les premières observations de Lagarosiphon major datent d’environ 1965 dans le lac de Cazaux-Sanguinet, de 1976 dans le lac de Parentis-Biscarrosse et de 1986 dans le lac de Lacanau (Figure 2). L’occurrence de cette espèce a progressé de façon régulière dans tous les lacs. Pour Parentis-Biscarrosse, elle était présente dans une centaine de secteurs de rives en 1984, puis elle a été observée dans près de 200 secteurs en 2016. Pour Cazaux-Sanguinet, le nombre de secteurs colonisés a presque triplé en trente ans, dont 66 nouveaux secteurs entre 2006 et 2016. L’anse de Carreyre à Lacanau est désormais occupée dans sa majeure partie par L. major et par Egeria densa. Cette dernière espèce, présente la progression la plus forte : E. densa apparaît pour la première fois dans les relevés en 2006 dans le lac de Parentis-Biscarrosse dans un unique secteur de rives. En 2016, cette espèce est désormais présente dans près de 50 % des secteurs étudiés. Il est important de signaler qu’une première observation de E. densa a été faite récemment (mai 2018) dans le port de l’Estey du lac de Cazaux-Sanguinet, qui n’est donc plus exempt de la présence de cette espèce dans ses eaux.

Figure 2 : Dynamique de Lagarosiphon major, Sagittaria graminea et de Egeria densa dans le lac de Cazaux-Sanguinet et le lac de Parentis-Biscarrosse entre 1984 et 2016 (modifiée de Bertrin 2018)

Figure 2 : Dynamique de Lagarosiphon major, Sagittaria graminea et de Egeria densa dans le lac de Cazaux-Sanguinet et le lac de Parentis-Biscarrosse entre 1984 et 2016 (modifiée de Bertrin 2018)

10Les résultats des enregistrements effectués en 2014 et 2015 montrent que les herbiers denses d’hydrophytes invasives se développent principalement dans le lac de Lacanau et dans le lac de Parentis-Biscarrosse (total de 400 tonnes et 1,2 km² en 2014 estimés dans le lac de Lacanau ; total de 2785 tonnes et 4,2 km² en 2015 estimés dans le lac de Parentis-Biscarrosse ; d’après Bertrin et al., 2017). Dans ces deux lacs on retrouve des herbiers mixtes formés par les deux espèces E. densa et L. major, alors que dans les lacs de Carcans-Hourtin et de Cazaux-Sanguinet on retrouve uniquement L. major, avec des biomasses faibles à l’échelle du lac. L’étude menée en 2015 met en évidence la présence importante de ces hydrophytes dans le lac de Parentis-Biscarrosse, à la fois en termes de surfaces colonisées et de biomasses produites. Les observations récentes à Lacanau ont également permis de cartographier quelques touffes de plantes au milieu du lac, ce qui n’avait pas été fait en 2011. La comparaison de ces résultats avec les données obtenues en 2011 (Figure 3) a permis de mettre en évidence une stabilité dans la dynamique des herbiers denses d’exotiques à Lacanau et à Carcans-Hourtin durant la période 2011-2014. Cependant, un possible changement en termes d’occupation de l’espace par les deux espèces a été mis en évidence, avec E. densa qui aurait tendance à remplacer L. major à certains endroits du lac de Lacanau. En général, on remarque une forte diminution des surfaces où les deux espèces sont présentes simultanément, ce qui n’est pas le cas à Parentis-Biscarrosse.

Figure 3. Distribution spatiale et biomasse des hydrophytes invasives dans le lac de Lacanau de 1988 à 2014 (modifiée de Bertrin 2018). La figure montre comment l’évolution et la standardisation des protocoles d’observation a permis d’affiner la connaissance des dynamiques de population des espèces envahissantes.

Figure 3. Distribution spatiale et biomasse des hydrophytes invasives dans le lac de Lacanau de 1988 à 2014 (modifiée de Bertrin 2018). La figure montre comment l’évolution et la standardisation des protocoles d’observation a permis d’affiner la connaissance des dynamiques de population des espèces envahissantes.

11Les dynamiques de colonisation des hydrophytes exotiques observées dans ces lacs sont cohérentes avec celles décrites dans les étangs de superficie plus faible situés au sud de la chaîne des plans d’eau aquitains (Castagnos et Dutartre 2001, Dutartre et al. 2014). La dynamique de colonisation de L. major et de E. densa illustre les capacités d’envahissement particulièrement fortes de ces espèces quand les conditions environnementales leur sont favorables et que leur dispersion est favorisée par l’action de l’homme (Dutartre et Sarat 2016). Il est probable que ces espèces poursuivent leur progression dans les secteurs des lacs où l’hydromorphologie des rives est impactée par les activités anthropiques, ainsi que dans les secteurs profonds et protégés des vents et des vagues, là où les sédiments sont particulièrement fluides et riches en matière organique (Bertrin et al. 2017, Bertrin et al. 2018).

12Enfin, la progression continue de Sagittaria graminea depuis les années 1980 dans le lac de Cazaux-Sanguinet (de quelques secteurs en 1985 à près d’un tiers des secteurs de rives étudiés en 2016), soulève un certain nombre de questions quant à l’impact de cette plante sur les espèces indigènes. Appartenant à la famille des Alismataceae, la sagittaire à feuilles de graminée est relativement bien décrite d’un point de vue taxonomique (Wooten 1973). Originaire d’Amérique du Nord, elle est vendue comme "plante de bassin" dans le commerce. Dans son milieu naturel d’origine, elle est observée généralement sur substrat minéral jusqu’à 1 m de profondeur (Catling et al. 1986). Cette plante est même considérée comme une espèce-indicatrice peu tolérante aux modifications de l’environnement aquatique, au même titre que Lobelia dortmanna et Littorella uniflora, dans un indice de bioindication de l’état de conservation des lacs nord-américains (Nichols 1999). Par conséquent, face au manque de connaissances sur ces populations dans le contexte européen des lacs aquitains, S. graminea devrait faire l’objet de recherches supplémentaires, notamment sur sa dynamique de colonisation, sa distribution, ses cooccurrences avec les espèces indigènes à grain fin, sa production de biomasse et ses modes de dispersion.

L’influence des hydrophytes invasives sur le fonctionnement lacustre

13Différentes problématiques d’ordre écologique sont en lien avec la présence des plantes aquatiques invasives, telles que la diminution de la biodiversité végétale et animale (par exemple, au niveau des populations de poissons, Miranda et Bodges 2000, ou de la compétition avec les espèces autochtones, Raun et al. 2010). Peu de travaux ont concerné l’étude de l’impact des hydrophytes envahissantes sur la qualité des eaux et sur le cycle des nutriments (Miranda et Bodges, 2000). Pourtant, compte tenu de la biomasse considérable que représentent les herbiers, ces plantes submergées pourraient avoir des effets similaires à ceux liés à la présence des macrophytes flottants (Bolpagni et al. 2007, Chamier et al. 2012)  : en présence d’un herbier très dense, l’oxygène consommé par les processus de respiration pourrait ne pas être compensé par diffusion depuis l’atmosphère (Miranda et Bodges, 2000). Cette situation génère une production de méthane et d’ammonium au niveau des sédiments, pouvant contribuer aux émissions de gaz à effet de serre (GES) et à une toxicité du milieu pour les poissons (Randall et Tsui, 2002). L’accumulation de matière organique et le manque d’oxygénation sont également susceptibles d’engendrer la désorganisation des processus bactériens comme la nitrification-dénitrification (Bodelier et al. 1996). Ainsi la présence d’hydrophytes invasives crée potentiellement un milieu où l’accumulation progressive de biomasse végétale nuit à l’oxygénation des eaux et favorise la mobilisation des nutriments dans la colonne d’eau.

Les études réalisées : les prélèvements d’eau dans les herbiers denses

14Entre 2013 et 2017, des campagnes de terrain ont été menées par INRAE sur les deux plans d’eau le plus concernés par des développements d’herbiers denses d’hydrophytes invasives (Lacanau et Parentis-Biscarrosse). Le but était d’appréhender l’impact de la présence des herbiers sur les dynamiques des gaz et des nutriments dissous dans les sites colonisés. Les sites d’échantillonnages ont été choisis parmi ceux dont la flore aquatique comportait 90 % de plantes submergées invasives. Des relevés ont été effectués sur la période 2013-2015 dans la colonne d’eau du lac de Lacanau sur des cycles jour/nuit (Ribaudo et al. 2014 ; 2015 ; 2018) ; d’autres ont été réalisés sur la période 2016-2017 dans la colonne d’eau du lac de Parentis-Biscarrosse pendant le jour (Ribaudo et al., en prép.). Dans la comparaison entre les sites végétalisés et les sites dépourvus de plantes, les chercheurs d’INRAE ont pu enrichir leur base de données grâce aux prélèvements ponctuels effectués dans le cadre d’autres études par les chercheurs de l’Université de Bordeaux – Equipe EPOC (Buquet et al. 2017).

15Pour chaque site, une campagne d’échantillonnage a été menée sur 3 stations végétalisées (dans le texte à suivre « sol végétalisé ») et sur 3 stations dépourvues de végétation (« sol nu »). Sur chaque station, des échantillons d’eau ont été prélevés à deux niveaux de la colonne d’eau, dans le but de décrire les dynamiques juste en-dessous de la surface de l’eau et dans la partie basale de l’herbier, au-dessus du sédiment. Les paramètres mesurés ont été l’oxygène dissous (O2), le carbone inorganique dissous (DIC et CO2), le carbone organique dissous (COD), le méthane (CH4), l’azote inorganique dissous (DIN=NH4+ + NO3- + NO2-) et la fraction de phosphore disponible (phosphate ou PO43-). Des échantillons de plantes ont été également collectés à l’aide d’un râteau afin de réaliser des mesures de biomasse. Chaque cycle de mesure a été répété de façon saisonnière (en hiver, printemps, été et automne) (Figure 4).

Figure 4. Cycle de prélèvement jour/nuit au sein des herbiers denses d’hydrophytes invasives : suivant la profondeur et les conditions hydrodynamiques locales, les échantillons sont prélevés directement depuis la rive ou à partir d’une embarcation gonflable. Les échantillons d’eau sont traités directement au moment du prélèvement pour être ensuite analysés en laboratoire

Figure 4. Cycle de prélèvement jour/nuit au sein des herbiers denses d’hydrophytes invasives : suivant la profondeur et les conditions hydrodynamiques locales, les échantillons sont prélevés directement depuis la rive ou à partir d’une embarcation gonflable. Les échantillons d’eau sont traités directement au moment du prélèvement pour être ensuite analysés en laboratoire

Une production primaire élevée qui compense la respiration du système

16Le développement des herbiers paraît visuellement aussi important dans le lac de Lacanau que dans le lac de Parentis-Biscarrosse. Cependant, les échosondages montrent que les biomasses végétales mesurées par unité de surface sont plus élevées à Parentis-Biscarrosse (1972 gPS m-2 contre 470 gPS m-2 de moyenne à Lacanau pour E. densa, par exemple). En dépit de cette condition de départ différente entre les deux lacs, les résultats des analyses d’eau montrent que le lac de Lacanau présente dans l’eau libre des concentrations en gaz et nutriments généralement plus élevées que Parentis-Biscarrosse, que ce soit en terme de COD, DIC, CH4, DIN et PO43-, sans distinction entre les stations « sol nu » et les stations « sol végétalisé » (Tableau 1). Cette différence provient probablement des apports différents des bassins versants des deux lacs (Buquet et al. 2017 ; Canredon et al. 2019).

17Tableau 1. Données de chimie collectées sur les lacs de Lacanau (2013-2015) et Parentis-Biscarrosse (2016-2017) sur un total de 23 campagnes de terrain (Buquet et al. 2017, Ribaudo et al. 2018 ; Ribaudo et al. en prép.). Ces résultats regroupent les concentrations mesurées pendant le jour à une profondeur de -10 cm (surface de la colonne d’eau) et de -200/-300 cm (fond de la colonne d’eau) au sein des herbiers denses et en périphérie dans l’eau libre

  

Saison

Hiver/Printemps

Été/Automne

Lac

Lacanau

Parentis-Biscarrosse

Lacanau

Parentis-Biscarrosse

O2 (%)

O2 (%)

Sol nu

  

intervalle

74-158

85-100

81-118

88-112

moy. ± dev.st.

99±10

95±4

100±5

98±6

n. réplicas

78

48

124

48

Sol végétalisé

 

intervalle

2-114

82-104

0-145

47-136

moy. ± dev.st.

79±23

96±6

87±31

97±17

n. réplicas

118

48

230

48

 

 

COD (mg L-1)

COD (mg L-1)

Sol nu

  

intervalle

9,8-19,7

5,7-6,6

10,6-16,3

6,0-6,8

moy. ± dev.st.

14,2±1,6

6,1±0,3

13,8±0,9

6,3±0,2

n. réplicas

93

24

137

20

Sol végétalisé

  

intervalle

11,9-13,3

5,7-6,8

12,5-15,1

6,1-7,6

moy. ± dev.st.

12,3±0,4

6,1±0,3

13,5±0,5

6,4±0,2

n. réplicas

12

24

36

20

 

 

CO2 (mM)

CO2 (mM)

Sol nu

  

intervalle

0,02-0,15

0,01-0,05

0,00-0,07

0,00-0,02

moy. ± dev.st.

0,06±0,03

0,03±0,01

0,03±0,01

0,03±0,01

n. réplicas

40

48

111

48

Sol végétalisé

  

intervalle

0,02-1,63

0,00-0,06

0,00-1,51

0,00-0,14

moy. ± dev.st.

0,29±0,30

0,02±0,01

0,16±0,22

0,02±0,03

n. réplicas

117

48

206

48

 

 

CH4 (µM)

CH4 (µM)

Sol nu

  

intervalle

0,1-0,6

0,1-0,2

0,1-2,3

0,1-0,6

moy. ± dev.st.

0,2±0,1

0,1±0,0

0,4±0,4

0,2±0,2

n. réplicas

54

48

104

48

Sol végétalisé

  

intervalle

0,1-102

0,1-0,3

0,2-227,1

0,0-1,3

moy. ± dev.st.

6,5±20,4

0,1±0,1

10,3±27,6

0,3±0,3

n. réplicas

117

48

256

48

 

 

NH4+ (µM)

NH4+ (µM)

Sol nu

  

intervalle

1,0-16,1

0,0-4,9

0,0-9,2

0,0-1,0

moy. ± dev.st.

6,6±2,9

2,1±1,2

1,6±2,1

0,2±0,3

n. réplicas

98

47

153

48

Sol végétalisé

  

intervalle

0,2-18,6

0,0-5,9

0,0-86,9

0,0-1,7

moy. ± dev.st.

5,6±4,0

1,9±1,3

5,0±11,9

0,3±0,4

n. réplicas

116

48

255

48

 

 

NO3- (µM)

NO3- (µM)

Sol nu

  

intervalle

2-149

38-155

0-88

0-12

moy. ± dev.st.

38±49

99±54

9±16

5±3

n. réplicas

95

48

149

48

Sol végétalisé

  

intervalle

15-153

44-171

0-40

0-21

moy. ± dev.st.

78±51

101±55

13±14

5±5

n. réplicas

118

48

237

48

 

 

PO43- (µM)

PO43- (µM)

Sol nu

  

intervalle

0,00-3,21

0,00-0,00

0,00-0,55

0,00-0,00

moy. ± dev.st.

0,14±0,48

0,00±0,00

0,07±0,10

0,00±0,00

n. réplicas

96

48

109

48

Sol végétalisé

  

intervalle

0,00-0,35

0,00-0,00

0,00-10,8

0,00-0,00

moy. ± dev.st.

0,11±0,10

0,00±0,00

0,43±1,71

0,00±0,00

n. réplicas

59

48

118

48

 

 

pH

pH

Sol nu

  

intervalle

6,7-7,7

7,0-7,9

7,0-9,1

7,3-8,9

moy. ± dev.st.

7,2±0,2

7,3±0,2

7,6±0,4

7,8±0,5

n. réplicas

74

24

108

24

Sol végétalisé

 

intervalle

6,1-7,7

6,9-8,0

6,2-9,5

6,6-9,6

moy. ± dev.st.

6,7±0,4

7,4±0,3

7,3±0,9

7,9±1,0

n. réplicas

60

24

134

24

18Dans le lac de Lacanau, il existe une différence significative entre les concentrations mesurées dans les herbiers denses et celles mesurées dans l’eau libre pendant la saison végétative des plantes. Ceci est imputable à la croissance et à la senescence rapides de la biomasse foliaire, qui stimule le dépôt de matière organique fraîche et donc la respiration bactérienne, ce qui se traduit parfois localement par des concentrations de nutriments très élevées dans le sédiment végétalisé (Canredon et al. 2019). Le gradient entre la concentration dans les sédiments et la colonne d’eau génère donc des flux diffusifs importants de carbone (sous-forme de CO2 et CH4), d’ammonium et de phosphore vers l’eau. Ce n’est pas le cas, par contre, de Parentis-Biscarrosse, où les concentrations mesurées dans la colonne d’eau aux différentes stations sont sensiblement les mêmes, et cela à n’importe quelle saison. On pourrait supposer que cela soit dû à une biomasse plus conséquente à Parentis-Biscarrosse, qui assimile de façon plus efficace les nutriments qu’à Lacanau, jusqu’à reporter les concentrations à des valeurs très faibles. À son tour, cette biomasse si importante pourrait s’expliquer par la disponibilité de nutriments, et notamment de phosphates, présents dans les sédiments du lac (Canredon et al., 2019). De plus, une concentration différente en COD pourrait être à l’origine des taux de respiration bactérienne plus élevés à Lacanau.

19Malgré les modifications apportées localement à l’hydrochimie par les hydrophytes invasives dans le lac de Lacanau en été (pour rappel, pas détectables à Parentis-Biscarrosse), on peut affirmer à ce jour que la présence de ces dernières ne détériore pas la qualité de l’eau des lacs colonisés. Cette conclusion s’appuie sur l’existence d’une production primaire très élevée qui compense la respiration bactérienne, et donc les rejets de carbone et de nutriments. Pour Parentis-Biscarrosse, si on se réfère à une biomasse moyenne mesurée en été/automne de 3538 gPS m-2 et à un taux de croissance moyen de 0,04 gPS-1j-1 (Haramoto & Ikusima 1988 ; Tavechio & Thomaz 2003), on peut estimer que les herbiers ont une production primaire brute en été/automne d’environ 142 gPS m-2j-1. Sachant que le tissu végétal de E. densa et de L. major est constitué en moyenne de 0,36 g C gPS-1, de 0,015 g N gPS-1 et de 0,003 g P gPS-1 (Carvalho et al., 2005 ; Yarrow et al., 2009 ; Suzuki et al., 2015), on peut estimer que les herbiers fixent journellement en biomasse environ 51 g C m-2j-1, 2 g N m-2j-1 et 0,4 g P m-2j-1. Cela veut dire que, à l’échelle du lac de Parentis-Biscarrosse, les herbiers denses (4,17 km2 de surface, d’après Bertrin et al., 2017) nécessiteraient chaque jour d’environ 213 tonnes de carbone, 8852 kg d’azote et de 1770 kg de phosphore. Pour Lacanau, à une production primaire brute en été/automne d’environ 57 gPS m-2j-1, et à une surface densément colonisée de 1,19 km2, correspondrait une fixation brute journalière de 24 tonnes de carbone, de 1 tonne d’azote et de 202 kg de phosphore (Ribaudo et al. 2018). Ces chiffres dépassent largement les flux diffusifs sédimentaires annuels estimés pour les deux lacs par Canredon et al. (2019) et Anschutz et al. (2021), en indiquant que les hydrophytes utilisent beaucoup plus de nutriments que ceux disponibles dans l’eau libre des lacs. Les hydrophytes invasives profiteraient plutôt des nutriments régénérés sur place au sein des sédiments végétalisés. De cette manière, les processus couplés de production et dégradation de la biomasse se déroulent très rapidement au sein de l’herbier. Cela implique que, visiblement, les nutriments en surplus générés dans les sédiments végétalisés n’impactent pas le reste du lac, car tous les nutriments sont piégés en biomasse de façon très rapide.

Les études réalisées : la cartographie sédimentaire et les mésocosmes

20Dans les quatre grands lacs aquitains, plusieurs campagnes d’échantillonnage ont été réalisées entre 2013 et 2015, visant à prélever du sédiment superficiel à l’intérieur et à l’extérieur des herbiers denses. Ces prélèvements ont permis de réaliser une cartographie sédimentaire des milieux colonisés par les hydrophytes invasives, et d’enquêter le lien entre leur présence et l’accumulation de matière organique dans le sédiment (exprimée comme carbone organique particulaire, COP, ou comme pourcentage de carbone dans une masse de sédiment incinéré, PAF %).

21De plus, deux études en laboratoire ont été mises en place en 2017, pour approfondir la relation entre la présence d’hydrophytes invasives et le fonctionnement biogéochimique lacustre. La première étude visait à comprendre le rôle de la production de carbone organique dissous (COD) par les plantes dans la stimulation de la respiration bactérienne. Le rejet de COD, constitué par des composés labiles, peut favoriser la croissance de bactéries à travers le processus de priming effect et exacerber la consommation d’oxygène dans la colonne d’eau (Findlay et al. 1986 ; Guenet et al. 2010). Ainsi, une étude exploratoire en mésocosmes végétalisés a été initiée par INRAE, en collaboration avec le LIEC (Université de Metz). Successivement, une deuxième étude en microcosmes a été développée en collaboration avec l’Université de Parme (Italie), visant à mesurer les capacités de stimulation de la nitrification couplée à la dénitrification de la part des racines des hydrophytes invasives (Benelli et al. 2020). On s’attend à ce que le transport d’oxygène par les racines stimule l’activité de nitrification-dénitrification, en contribuant à l’épuration de l’azote en excès présent dans le milieu aquatique (Racchetti et al. 2017).

Un rejet faible de matière organique dissoute et particulaire

22Les prélèvements de sédiment effectués ont permis de réaliser la cartographie du sédiment superficiel des grands lacs aquitains et d’établir qu’il n’y a pas, à ce jour, un lien de cause-effet entre la présence/absence des hydrophytes invasives et les teneurs en matière organique dans les sédiments (Bertrin et al. 2017). En effet, à l’exception de Lacanau, la présence d’herbiers denses ne coïncide pas forcément avec les zones où les sédiments organiques s’accumulent (Figure 5) ; en particulier, on observe une accumulation de vases organiques (jusqu’à 80 % PAF) dans les parties les plus profondes des lacs (Bertrin et al. 2017 ; Canredon et al. 2019). Aussi, il semblerait que les zones à faible hydrodynamisme, telles que les anses situées à l’ouest des lacs, soient les plus concernées par un phénomène naturel d’accumulation des particules organiques sédimentaires. Ces sites coïncident fréquemment avec les habitats les plus favorables au développement d’herbiers denses, là où la remise en suspension des sédiments par l’action des vagues est faible (Bertrin et al. 2018). Les cartes de distribution des plantes indiquent que E. densa et L. major colonisent une large gamme de substrats, des vases aux sables, comme reporté par d’autres auteurs (Riis et al., 2010). En effet, les zones peu profondes des lacs (< 5 m) sont caractérisées par des sédiments pauvres en matière organique, dont les teneurs sont généralement inférieures à 3 % PAF, avec des valeurs très faibles sur les rives Est (< 1 % PAF).

Figure 5. Cartographie sédimentaire des milieux colonisés par les hydrophytes invasives et distributions des herbiers denses. Dans la période 2013-2015, des échantillons de sédiment superficiel (10 cm d’épaisseur) ont été prélevés à plusieurs sites végétalisés et sur sol nu (en tout, 723 échantillons analysés), à l’aide d’une benne à sédiments Van Veen (2.5 L) depuis un bateau. Les échantillons ont été analysés au laboratoire suivant des méthodes standardisées. Les résultats ont été ensuite transférés et élaborés par cartographie digitale SIG, pour créer des cartes sédimentaires à partir des isobathes des cartes bathymétriques disponibles sur le site de l’AEAG (Bertrin et al. 2017). Les points en rouge et en noir indiquent les sites de prélèvement de la biomasse ou du sédiment.

Figure 5. Cartographie sédimentaire des milieux colonisés par les hydrophytes invasives et distributions des herbiers denses. Dans la période 2013-2015, des échantillons de sédiment superficiel (10 cm d’épaisseur) ont été prélevés à plusieurs sites végétalisés et sur sol nu (en tout, 723 échantillons analysés), à l’aide d’une benne à sédiments Van Veen (2.5 L) depuis un bateau. Les échantillons ont été analysés au laboratoire suivant des méthodes standardisées. Les résultats ont été ensuite transférés et élaborés par cartographie digitale SIG, pour créer des cartes sédimentaires à partir des isobathes des cartes bathymétriques disponibles sur le site de l’AEAG (Bertrin et al. 2017). Les points en rouge et en noir indiquent les sites de prélèvement de la biomasse ou du sédiment.

23Il n’est pas exclu que la présence d’herbiers denses puisse à son tour favoriser l’accumulation de particules et débris organiques ; il est certain pour le moment que la matière organique des sédiments superficiels des lacs soit d’origine phytoplanctonique et non macrophytique, comme mise en évidence dans une étude récente de l’Université de Bordeaux – équipe EPOC (Anschutz et al. 2019). Si la rétention de particules est effectivement favorisée par la présence d’herbiers denses, cela devrait se faire dans plusieurs dizaines d’années, car à l’heure actuelle ce phénomène n’est pas mesurable, malgré une colonisation massive qui date désormais d’une vingtaine d’années.

24Pour ce qui est des expériences effectuées en laboratoire (Figure 6), les résultats de la première étude montrent que L. major et E. densa produisent des quantités de COD différentes et proportionnelles à leur densité de culture. Les concentrations de COD détectées dans les cultures d’hydrophytes invasives ne dépassent jamais le 3 mg L-1 dans les conditions de jour/nuit, mais atteignent les 60 mg L-1 dans les cultures laissées longtemps en conditions d’obscurité (avec les valeurs les plus élevées mesurées dans les cultures de L. major). Cette situation pourrait représenter ce qu’il se passe dans les couches profondes des herbiers denses en conditions de faible hydrodynamisme ; le risque est qu’une partie de ce carbone alimente les zones non colonisées, en stimulant la production primaire phytoplanctonique. Cependant, les prélèvements d’eau des lacs indiquent que les herbiers denses ne contribuent pas à une augmentation de la quantité de COD (cf. 3.2), car il n’y a aucune différence significative des concentrations en COD entre les milieux colonisés et les milieux en eau libre. Il est donc fort probable que le COD produit par les plantes soit immédiatement consommé par la respiration bactérienne et transformé en carbone inorganique dissous (DIC, notamment en CO2).

Figure 6. Études réalisées en laboratoire en 2017. En haut, mesure des taux de production de COD par L. major et E. densa cultivées pendant 7 jours dans un milieu de culture standard (Smart & Barko, 1985) à des densités variables, en mésocosmes soumis à des cycles jour/nuit ou laissés à l’obscurité de façon prolongée (Ribaudo et al., en prép.).En bas, détail du rapport entre la taille des racines et celle des feuilles de S. graminea. Dans cette expérience, l’activité bactérienne de nitrification- dénitrification a été mesurée dans le sédiment adhérent aux racines de différentes hydrophytes, exotiques et autochtones, à l’aide de la technique des slurries en microcosmes (Benelli et al. 2020). Photos : C. Ribaudo, S. Benelli

Figure 6. Études réalisées en laboratoire en 2017. En haut, mesure des taux de production de COD par L. major et E. densa cultivées pendant 7 jours dans un milieu de culture standard (Smart & Barko, 1985) à des densités variables, en mésocosmes soumis à des cycles jour/nuit ou laissés à l’obscurité de façon prolongée (Ribaudo et al., en prép.).En bas, détail du rapport entre la taille des racines et celle des feuilles de S. graminea. Dans cette expérience, l’activité bactérienne de nitrification- dénitrification a été mesurée dans le sédiment adhérent aux racines de différentes hydrophytes, exotiques et autochtones, à l’aide de la technique des slurries en microcosmes (Benelli et al. 2020). Photos : C. Ribaudo, S. Benelli

25La deuxième étude en laboratoire indique que ni L. major ni E. densa stimulent le processus de nitrification couplé à la dénitrification, ceci même en présence d’un transport théoriquement très élevé d’oxygène aux racines. On peut supposer que les taux de croissance de ces deux hydrophytes, couplés à des faibles concentrations d’azote propres au milieu, génèrent une compétition entre les plantes et les bactéries, ce qui ne favorise pas l’épuration de l’azote par l’action bactérienne, mais plutôt une fixation en biomasse par les plantes. Cependant, on mesure une activité de dénitrification dans les racines de S. graminea, ce qui indique la présence de populations bactériennes capables de transformer l’azote dissous en azote gazeux, qui est ensuite libéré dans l’atmosphère (Benelli et al. 2020).

Le lien fort avec l’hydrodynamisme lacustre

26Les mesures ponctuelles effectuées dans la colonne d’eau montrent que l’oxygénation des herbiers denses est fortement influencée à la fois par la présence de ces plantes et par l’hydrodynamisme local. En règle générale, dans des milieux aquatiques peu profonds colonisés par des macrophytes aquatiques, on s’attendrait à mesurer des variations journalières régulières, c’est-à-dire une augmentation de la teneur d’oxygène pendant le jour, générée par l’activité photosynthétique des plantes, et une baisse marquée pendant la nuit, au moment où la respiration des plantes s’ajoute à celle des organismes hétérotrophes tels que les bactéries, les macroinvertébrés ou les poissons (Bolpagni et al., 2007). On pourrait supposer que ces variations soient encore plus évidentes au sein d’un herbier très dense. Cependant, les résultats obtenus dans les herbiers de Lacanau sur des cycles jour/nuit (Ribaudo et al. 2014, 2018) montrent que, dans les conditions locales et sur la base de mesures ponctuelles, les courbes de variation jour/nuit ne sont pas marquées et que, dans plusieurs cas, la colonne d’eau est bien oxygénée même en présence d’une biomasse très élevée, et cela même pendant la nuit. De même, il arrive que la colonne d’eau soit épisodiquement anoxique même en plein jour (Ribaudo et al. 2014, 2015). Les résultats obtenus à Lacanau montrent aussi que les différences dans les concentrations mesurées entre la surface et le fond, traduisant la présence/absence d’une colonne d’eau stratifiée, sont dépendantes du site d’échantillonnage et probablement des conditions locales d’hydrodynamisme. Pour ce qui est de Parentis-Biscarrosse, les différences entre surface/fond et milieu végétalisé/sol nu sont presque inexistantes (Ribaudo et al. en prép.).

Les études réalisées : les sondes autonomes

27Pour mieux appréhender le lien entre les conditions hydrodynamiques et l’oxygénation de l’eau, une étude couplant mesures in situ et modélisation a été réalisée entre 2016 et 2018 au niveau de plusieurs stations des lacs de Lacanau et Parentis-Biscarrosse.

  • 1 Distance en eau libre le long de laquelle le vent souffle sans obstacle, dans une direction donnée, (...)

28Premièrement, un indice d’exposition à l’action des vagues (Keddy 1982) a été calculé sur la période 2011-2015. Cet indice s’appuie sur la relation observée entre le fetch1 et la vitesse du vent dans une orientation donnée. Il exprime une mesure dynamique liée à la taille des vagues arrivant en un point donné, intégrée sur une période de temps donnée à une résolution de 17 m. Le calcul des fetchs et de l’indice de Keddy a été utilisé pour identifier les sites du lac les plus exposés aux vents, là où l’action des vagues est potentiellement la plus forte, et les sites les plus abrités des vents, là où l’action des vagues est potentiellement la plus faible (Bertrin et al., en prép.) (Figure 7).

Figure 7. Calcul de l’indice de Keddy pour les lacs de Lacanau et Parentis-Biscarrosse à l’aide du logiciel R (R Team, 2005) et positionnement des sondes autonomes (optodes) de mesure de l’oxygène dissous dans l’eau (stations "sol végétalisé" et "sol nu"). Ce type de modélisation permet d’identifier un gradient d’hydrodynamisme des eaux à une résolution spatiale fine (pixel de 17 m), à partir des données de vitesse et d’orientation du vent.

Figure 7. Calcul de l’indice de Keddy pour les lacs de Lacanau et Parentis-Biscarrosse à l’aide du logiciel R (R Team, 2005) et positionnement des sondes autonomes (optodes) de mesure de l’oxygène dissous dans l’eau (stations "sol végétalisé" et "sol nu"). Ce type de modélisation permet d’identifier un gradient d’hydrodynamisme des eaux à une résolution spatiale fine (pixel de 17 m), à partir des données de vitesse et d’orientation du vent.
optodes2 2

29Enfin, l’analyse statistique de l’influence du vent sur la teneur en oxygène dans l’eau dans les différentes stations a été réalisée à l’aide de corrélations croisées (cross correlation function, CCF). Le vent doit souffler suffisamment longtemps et suffisamment fortement dans une direction donnée pour que les vagues et les courants orbitaux dirigés vers le fond par celles-ci, puissent se former et créer un brassage de la colonne d’eau (Imboden et al., 1983 ; Monismith et al., 1985). Ainsi, la CCF nous permet d’identifier le décalage entre l’arrivée de l’épisode de vent et le brassage de la colonne d’eau sous-forme d’augmentation de l’oxygénation. Plusieurs modèles ont été testés au préalable afin d’identifier les meilleurs outils disponibles pour étudier les relations entre l’oxygène et l’action des vagues (Maréchal, 2019 ; Pierre et al. en prép.).

L’oxygénation de l’eau dépend plus de l’action du vent que de la présence d’herbiers denses

30La mise en place de sondes autonomes a permis d’observer des différences dans la physico-chimie de l’eau en fonction de la présence/absence des plantes (Tableau 2). Les lacs étudiés sont bien oxygénés durant la majeure partie de l’année dans toutes les stations. On observe des valeurs supérieures au seuil de 50 % de saturation, des épisodes d’hypoxie relativement peu nombreux, ainsi que des épisodes d’anoxie totalement absents dans la plupart des cas. Les épisodes d’anoxie et d’hypoxie sont plus fréquents dans les herbiers denses, à l’exception de la zone exposée du lac de Lacanau.

Tableau 2. Résultats relatifs aux conditions d’oxygénation mesurées par les sondes dans les différentes stations de mesures du lac de Lacanau et du lac de Parentis-Biscarrosse. Ces stations de mesure sont localisées dans des zones exposées aux vents et aux vagues, ainsi que dans des zones protégées de ces perturbations, dans les lacs de Parentis-Biscarrosse (8 optodes au total, fréquence de mesure de 30 minutes de mai 2016 à juin 2017) et de Lacanau (4 optodes au total, fréquence de mesure de 30 minutes de septembre 2017 à septembre 2018). Les sondes ont été positionnées à une profondeur de 3 m. Chaque sonde autonome a enregistré toutes les 30 minutes des valeurs d’oxygène et de température pendant 373 jours dans les stations du lac de Lacanau, et pendant 381 jours dans les stations du lac de Parentis-Biscarrosse.

LACANAU

Exposition aux vents

Zones à l’abri

Zones exposées

Station

Sol végétalisé

Sol nu

Sol végétalisé

Sol nu

Nombre de mesures

17885

17881

15388

17891

Température moyenne (min – max) (°C)

15,6

(3,5 - 26,2)

16,1

(3,5 – 26,5)

16,4

(3,9 – 27,6)

15,8

(5,8 – 28,0)

Oxygénation moyenne (O2 %)

64 ± 34

88 ± 9

89 ± 9

90 ± 16

Épisodes d'hypoxie

(O2 < 50%)

5422

111

29

640

Épisodes d’anoxie

(O2 < 10%)

2373

0

0

182

PARENTIS-BISCARROSSE

Exposition aux vents

Zones à l’abri

Zones exposées

Station

Sol végétalisé

Sol nu

Sol végétalisé

Sol nu

Nombre de mesures

17608-18290

16174-18290

16458-17807

17881-18290

Température moyenne (min – max) (°C)

15,5 ± 5,7

(3,4 - 25,7)

15,8 ± 5,8

(4,0 – 26,6)

16,4 ± 6,5

(3,5 – 27,4)

16,6 ± 6,2

(4,7 - 27,2)

Oxygénation moyenne (O2 %)

82 ± 18

88 ± 11

93 ± 18

93 ± 6

Épisodes d'hypoxie

(O2 < 50%)

1169 ± 812

230 ± 179

608 ± 859

13 ± 13

Épisodes d’anoxie

(O2 < 10%)

94 ± 110

1 ± 1

512 ± 723

0 ± 0

31Des oscillations importantes dans la saturation en oxygène dissous sont observables entre le jour et la nuit, notamment durant la période estivale et automnale. Cette dynamique diffère de celle observée à l’aide des prélèvements ponctuels (cf. 3.2). En effet, les sondes autonomes de mesure à haute fréquence permettent de caractériser le milieu sans interruption sur de longues périodes, les épisodes extrêmes ne pouvant pas être "manqués", compte tenu du pas temps court choisi (30’). À l’origine de ce phénomène est le cycle jour/nuit de production/respiration du phytoplancton présent dans la colonne d’eau (stations « sol nu »), et de l’ensemble des hydrophytes et du phytoplancton dans les stations végétalisées (stations « sol végétalisé »). Par conséquent, ces oscillations s’affaiblissent significativement pendant l’hiver à cause des baisses de température et de la diminution des taux de production primaire. Puis elles reprennent au printemps au début de la période végétative. Les valeurs extrêmes de ces oscillations sont atteintes dans les stations « sol végétalisé ».

32Les épisodes d’hypoxie et d’anoxie sont significativement plus faibles dans les zones exposées au vent et aux vagues (Figure 8). De plus, l’amplitude des oscillations jour/nuit varie entre les zones abritées du vent et les zones exposées. À l’abri du vent, les oscillations sont plus étendues par rapport à celles observées dans les zones exposées. Ces deux zones, soumises à une force et à une fréquence de vents contrastées, subissent un brassage de l’eau différent au niveau local (Bertrin et al., 2017). Ceci est particulièrement évident dans le lac de Lacanau, où la station située dans la zone à l’abri du vent subit d’importants épisodes d’hypoxie et d’anoxie prolongés durant plusieurs jours de l’année. Ces épisodes d’hypoxie ne sont pas mesurés aussi fréquemment dans le lac de Parentis-Biscarrosse, en dépit des biomasses végétales beaucoup plus élevées que dans le lac de Lacanau. Cette différence pourrait être donc liée à la nature du substrat et des concentrations de COD provenant du bassin versant, comme indiqué précédemment. La dégradation de la matière organique (particulaire et dissoute) pourrait donc jouer un rôle-clé dans la consommation de l’oxygène dissous, beaucoup plus importante que la simple présence de grandes quantités de biomasse vivante. Enfin, la présence d’herbiers denses semble favoriser des épisodes fréquents d’hyperoxie, c’est-à-dire de libération d’oxygène de l’eau vers l’atmosphère, spécialement dans le lac de Parentis-Biscarrosse.

Figure 8. Mesures de la saturation en oxygène, de la température de l’eau et de l’exposition aux vents et aux vagues (indice de Keddy) durant la période d’étude dans le lac de Lacanau

Figure 8. Mesures de la saturation en oxygène, de la température de l’eau et de l’exposition aux vents et aux vagues (indice de Keddy) durant la période d’étude dans le lac de Lacanau

Les études réalisées : la modélisation spatiale

  • 2 Protocole AlBer (Alleaume et al. 2012)
  • 3 Outil Surface and Slope (ESRI 2011)
  • 4 Indice d’exposition aux vagues (Keddy 1982) et Wind Fetch Model et Wave Model (ESRI 2011)
  • 5 CORINE Land Cover (EEA 2012)

33Afin de déterminer les préférences hydroécologiques des plantes et mieux identifier les biotopes physiques favorables à leur développement, les relevés floristiques disponibles (cf. 2.2) ont été associés aux données environnementales telles que la description in situ de l’hydromorphologie2 (recensement des zones de baignade et des altérations anthropiques visibles des rives), l’estimation par modélisation de la morphodynamique locale (pente des fonds3, exposition aux vents et aux vagues4) et l’occupation du sol5 sur les rives. Ces analyses ont été réalisées pour les lacs médocains de Carcans-Hourtin et de Lacanau (Bertrin et al. 2018). Une classification hiérarchique associée à une analyse des espèces-indicatrices, suivie d’une classification supervisée fondée sur des forêts d’arbres décisionnels (Random Forest), ont permis de déterminer l’importance relative de chaque variable physique dans l’occurrence et la distribution des différentes communautés. Enfin, les paramètres du modèle ont été utilisés pour produire des cartes de prédiction de la distribution potentielle des différentes communautés identifiées dans les secteurs de rives.

Prédire la distribution potentielle de ces invasives pour orienter les décisions de gestion

34Les analyses indiquent que la valeur prédictive des variables physiques naturelles telles que l’action des vagues, traduite par la remise en suspension des sédiments, ainsi que la pente des rives semblent jouer un rôle prédominant dans la structuration de la distribution des communautés d’hydrophytes exotiques. Dès que l’intensité des vagues s’atténue pour devenir nulle, et à partir du moment où les pentes des rives deviennent fortes, les biotopes des rives deviennent alors favorables aux plantes caulescentes, aux tiges linéaires feuillées longues et flexibles telles que les élodéides Lagarosiphon major et Egeria densa. Ces zones calmes, devenant profondes rapidement, préservent ces plantes immergées et enracinées contre la casse des tiges, et favorisent également le dépôt de matière organique et donc la disponibilité de nutriments. Les résultats montrent également que ces communautés sont peu sensibles aux altérations physiques anthropiques des biotopes littoraux lacustres, contrairement aux autres communautés indigènes présentes dans les lacs. En effet, les sites présentant des altérations liées à la baignade, à des aménagements des rives ou des surfaces artificielles et urbanisées sur la zone rivulaire, sont caractérisées soit par une absence totale de végétation, soit par la présence de communautés de plantes exotiques.

35Le modèle obtenu permet de produire des cartes de distribution potentielle des communautés végétales, afin d’identifier à grain fin les sites favorables aux développements des espèces invasives (Figure 9). Ce modèle a identifié plusieurs dizaines de nouveaux secteurs potentiels pour Lagarosiphon (50 secteurs supplémentaires) et Egeria (38 secteurs supplémentaires dont 3 secteurs prédits dans Carcans-Hourtin encore exempts de cette espèce).

Figure 9. Cartes de distribution de Egeria densa et Lagarosiphon major dans les lacs de Lacanau et de Carcans-Hourtin réalisées en 2011 (Bertrin et al. 2012). Les cartes prédictives de la distribution potentielle des communautés de macrophytes font le lien entre des observations acquises sur le terrain et les variables physiques modélisées à l’aide d’outils informatiques (hydromorphologie, hydrodynamique et altérations anthropiques des rives). Ces cartes ont pour objectif d’aider à orienter les stratégies de gestion pour la conservation des espèces patrimoniales et la régulation des espèces exotiques envahissantes

Figure 9. Cartes de distribution de Egeria densa et Lagarosiphon major dans les lacs de Lacanau et de Carcans-Hourtin réalisées en 2011 (Bertrin et al. 2012). Les cartes prédictives de la distribution potentielle des communautés de macrophytes font le lien entre des observations acquises sur le terrain et les variables physiques modélisées à l’aide d’outils informatiques (hydromorphologie, hydrodynamique et altérations anthropiques des rives). Ces cartes ont pour objectif d’aider à orienter les stratégies de gestion pour la conservation des espèces patrimoniales et la régulation des espèces exotiques envahissantes

36Les limites potentielles à la colonisation de E. densa et L. major dans les lacs sont majoritairement liées à la profondeur (la pression hydrostatique est trop élevée au-delà de 7 m pour ces espèces), l’hydrodynamique (i.e. l’action du vent et des vagues) et au type de substrat (Coffey et Wah 1988, Bini et Thomaz 2005). Cependant, dans le contexte actuel de changement climatique, la variabilité inter- et intra-annuelle des développements localisés d’herbiers denses sera difficile à évaluer. Les perspectives liées au changement du régime des vents, suggérant une tendance à la diminution des vents estivaux d’ouest au profit de vents de nord, nord-nord-est (Planque et al. 2003, Charles et al. 2012), pourraient modifier progressivement la distribution de ces plantes sensibles à l’hydrodynamique. Cependant, l’intensité de ces changements n’étant pas prévisible au niveau local, il est à ce jour difficile d’anticiper leurs impacts potentiels sur la distribution de ces plantes. De même, l’augmentation des températures automnales pourrait favoriser le taux de croissance de E. densa ainsi que le maintien d’une canopée haute dans la colonne d’eau, améliorant sa capacité de survie en hiver et de régénération au printemps (Thiébaut et al. 2016). Les outils modernes disponibles aujourd’hui, tels que la modélisation spatiale et l’acquisition des données environnementales à haute fréquence (sondes autonomes), participent significativement à améliorer les connaissances actuelles sur l’écologie des plantes et le fonctionnement interne des lacs. Ils permettent également une surveillance continue de ces écosystèmes fragiles, tout en fournissant des données robustes pour le diagnostic et la prédiction des dynamiques écologiques en cours et à venir.

Enjeux et perspectives

37Le présent article a porté sur les deux espèces hydrophytes exotiques considérées comme les plus problématiques pour le fonctionnement écologique global et les usages des grands lacs aquitains, L. major et E. densa. Les développements d'autres espèces exotiques inféodées à ces milieux aquatiques ont également déclenché des demandes de gestion et ont fait partie des observations, des suivis et des interventions de gestion depuis les années 80. Il s'agit en particulier des deux espèces de jussies, la Jussie à grandes fleurs, Ludwigia grandiflora et de la Jussie à petites fleurs, L. peploides, et du Myriophylle du Brésil (Myriophyllum aquaticum). Ces espèces amphibies capables de s'installer en zones humides peuvent également coloniser les biotopes riverains des lacs et étangs en herbiers très denses jusqu'à des profondeurs pouvant dépasser 1 à 2 mètres, contribuant ainsi aux apports organiques dans les plans d'eau et aux nuisances causées aux usages humains par les plantes exotiques.

38Par ailleurs, malgré les très importants efforts développés à l'échelle mondiale pour gérer la dispersion d'espèces pouvant devenir envahissantes, les processus d'invasions biologiques se poursuivent, occasionnant des arrivées de nouvelles plantes exotiques dans les plans d'eau du littoral, certaines "éphémères", disparaissant après l'été (c'est par exemple le cas de la Jacinthe d'eau, Eichhornia crassipes ou la Laitue d'eau, Pistia stratiotes, plantes flottantes observées à quelques reprises), d'autres en cours d'installation, comme par exemple la Crassule de Helms (Crassula helmsii). Cette petite espèce amphibie, aux gazons généralement visibles en bordure des eaux, est toutefois capable de coloniser des plans d'eau favorables jusqu'à des profondeurs d'une dizaine de mètres (Hussner, 2007).

39Ainsi est-il nécessaire de prolonger ces recherches mises en œuvre sur le temps long et appliquées à la gestion des lacs et étangs aquitains et aux végétaux aquatiques qui s’y développent en tenant compte à la fois de la dynamique des espèces exotiques déjà présentes et de l’intégration au fur et à mesure de l’arrivée des nouvelles espèces pour mieux adapter la gestion et les modalités de ses interventions à ces évolutions continues. L’acquisition de connaissances sur les préférences hydroécologiques des plantes aquatiques et de leurs rôles sur le fonctionnement de l’écosystème lacustre est indispensable pour anticiper les dynamiques écologiques actuelles fortement soumises au contexte du changement global, dans l’objectif permanent d’aider à orienter les décisions de gestion. Enfin, la conservation de l’ensemble des végétaux aquatiques indigènes présents dans les lacs pourrait tout à fait participer à limiter, voire réduire, l’expansion des espèces exotiques à caractère envahissant. Cette limitation devrait également passer aussi par la limitation ou l'arrêt de nouveaux aménagements artificiels sur les rives des lacs. Les altérations anthropiques des rives susceptibles de générer des zones profondes et calmes, favorables à l’accumulation de matière organique sur les fonds, ayant de surcroît généré localement la disparation des espèces indigènes, sont en effet des causes avérées d’installations durables de plantes invasives dans les lacs. La détection précoce de ces nouvelles installations à grain fin doit permettre la mise en œuvre d’interventions rapides et adaptées. Enfin, les modalités de dispersion des plantes exotiques dans les sites favorables à leur développement (e.g. les haltes nautiques) pourraient faire l’objet d’une communication et d’une prévention auprès des usagers. Sans précaution particulière, leurs déplacements d’un lac à l’autre (par voie terrestre ou par les canaux de jonction des lacs) peuvent faciliter la dispersion des diaspores d’espèces exotiques envahissantes. Des recommandations de biosécurité en milieux aquatiques visant le matériel et les vêtements utilisés par tous les usagers devraient être préconisées pour éviter ces dispersions (Dutartre et Sarat 2016).

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Bibliographie

Anschutz, P., Charbonnier, C., Rossi, L., Buquet, D., Savoye, N. (2019). Autochthonous organic material, not organic matter from the watershed, compose fluffy sediments of shallow Aquitaine lakes. 11th Symposium for European Freshwater Sciences, Zagreb.

Barreau, J.J. (1996). Développements des herbiers de Lagarosiphon major sur le lac de Lacanau. Etat de la situation en juillet 1996. Rapp. tech. FDAAPMA, CSP, DDAF.

Beisel, J., Lévêque, C. (2010). Introductions d’espèces dans les milieux aquatiques : faut-il avoir peur des invasions biologiques ? Versailles, Editions Quae.

Benelli, S., Ribaudo, C., Bertrin, V., Bartoli, M., Fano, E.A. (2020). Effects of macrophytes on potential nitrification and denitrification in oligotrophic lake sediments. Aquatic Botany, 103287. doi : 10.1016/j.aquabot.2020.103287

Bertrin, V., Lanoiselée, C., Barbe, J., Bonnard, R., Philippe, M., Dutartre, A., Argillier, C., Guibert, A., Irz, P. (2007). Application de l’outil SEQ plans d’eau sur différents types de lacs situés dans la circonscription du district Adour-Garonne : Etang de Soustons (40), Lac de Cazaux-Sanguinet (33 / 40), Retenues de Miélan (32), Laouzas (81), Filleit (09). Cemagref, p. 319.

Bertrin, V., Dutartre, A., Caro, A., Boutry, S., Moreira, S., Jan, G. (2012). Communautés végétales aquatiques des lacs médocains. Cemagref, p. 134.

Bertrin, V., Boutry, S., Jan, G., Ducasse, G., Grigoletto, F., Ribaudo, C. (2017). Effects of wind-induced sediment resuspension on distribution and morphological traits of aquatic weeds in shallow lakes. Journal of Limnology 76.s1, p. 84-96. doi :10.4081/jlimnol.2017.1678

Bertrin, V., Boutry, S., Alard, D., Haury, J., Jan, G., Moreira, S., Ribaudo, C. (2018). Prediction of macrophyte distribution : The role of natural versus anthropogenic physical disturbances. Applied Vegetation Science 21, p. 395-410. doi : 10.1111/avsc.12378

Bertrin, V. (2018). Écologie et déterminisme physique des peuplements de macrophytes dans les lacs naturels peu profonds. Application aux grands lacs du littoral aquitain de Carcans-Hourtin, Lacanau, Cazaux-Sanguinet et Parentis-Biscarrosse (Gironde, Landes). École doctorale sciences et environnements, ED 304, spécialité écologie évolutive, fonctionnelle et des communautés.

Bini, L.M., Thomaz, S.M. (2005). Prediction of Egeria najas and Egeria densa occurrence in a large subtropical reservoir (Itaipu Reservoir, Brazil-Paraguay). Aquatic botany 83.3, p. 227-238. doi : 10.1016/j.aquabot.2005.06.010

Bodelier, P.L., Libochant, J.A., Blom, C.W.P.M., Laanbroek, H.J. (1996). Dynamics of nitrification and denitrification in root-oxygenated sediments and adaptation of ammonia-oxidizing bacteria to low-oxygen or anoxic habitats. Applied and Environmental Microbiology 62 (11) : 4100–4107.

Bolpagni, R., Pierobon, E., Longhi, D., Nizzoli, D., Bartoli, M., Tomaselli, M., Viaroli, P. (2007). Diurnal exchanges of CO2 and CH4 across the water-atmosphere interface in a water chestnut meadow (Trapa natans L.). Aquatic Botany 87 : 43-48. doi : 10.1016/j.aquabot.2007.02.002

Buquet, D., Anschutz, P., Charbonnier, C., Rapin, A., Sinays, R., Canredon, A., Bujan, S., Poirier, D. (2017). Nutrient sequestration in Aquitaine lakes (SW France) limits nutrient flux to the coastal zone. J. Sea Res. 130, 24–35. doi : 10.1016/j.seares.2017.04.006

Canredon, A., Anschutz, P., Buquet, D., Charbonnier, C., Amouroux, D., Tessier, E., Poirier, D., Bujan, S., Devaux, L., Gouillieux, B., Gentès, S., Legeay, A., Feurtet-Mazel, A., Galaup, S., Maury-Brachet, R. (2019). Lake sediment mercury biogeochemistry controlled by sulphate input from drainage basin. Applied Geochemistry 104, 135–145. doi : 10.1016/j.apgeochem.2019.03.023

Castagnos, E., Dutartre, A. (2001). Evolutions récentes des peuplements de plantes aquatiques exotiques dans les lacs et les étangs landais (Landes, France). Rapp. tech. Cemagref, p. 229.

Catling, P.M., Freedman, B., Stewart, C., Kerekes, J.J., Lefkovitch, L.P. (1986). Aquatic plants of acid lakes in Kejimkujik National Park, Nova Scotia; floristic composition and relation to water chemistry. Canadian Journal of Botany 64.4, p. 724-729. doi : 10.1139/b86-092

Chamier, J., Schachtschneider, K., Le Maitre, D.C., Ashton, P.J., van Wilgen, B.W. (2012). Impacts of invasive alien plants on water quality, with particular emphasis on South Africa. Water SA 38 (2) : 345-356. doi : 10.4314/wsa.v38i2.19

Charles, E., Idier, D., Delecluse, P., Déqué, M., Le Cozannet, G. (2012). Climate change impact on waves in the Bay of Biscay, France. Ocean Dynamics 62.6, p. 831-848. doi : 10.1007/s10236-012-0534-8

Coffey, B., Wah, C.K. (1988). Pressure inhibition of anchorage-root production in Lagarosiphon major (Ridl.) Moss : a possible determinant of its depth range. Aquatic botany 29.4, p. 289-301. doi : 10.1016/0304-3770(88)90074-5

Dutartre, A. (1978). Végétation aquatique. Plantes exotiques du Sud-Ouest. Répartition actuelle et risques d'extension. CTGREF, Groupement de Bordeaux, Division Qualité des Eaux. Compte Rendu N° 45, 24 p.

Dutartre, A. (1979). Recherches préliminaires sur Lagarosiphon major (RIDLEY) MOSS., Hydrocharidacée, dans le lac de Cazaux-Sanguinet-Biscarrosse. D.E.A. Université de Bordeaux III, Laboratoire de Botanique, 73 p.

Dutartre, A. (1988). Répartition d’une plante récemment introduite dans le lac de Lacanau (Gironde) : Lagarosiphon major. Observations du 16/10/1988. Rapp. tech. Cemagref, Groupement de Bordeaux, Division Qualité des Eaux. Compte rendu N° 58, p. 6.

Dutartre, A., Capdevielle, P., (1982). Répartition actuelle de quelques végétaux vasculaires aquatiques introduit dans le Sud-Ouest de la France. In Symoens J.J., Hooper S.S., Compère P., ed., Studies on Aquatic Vascular Plants – Brussels : Royal Botanical Society of Belgium, 1982, p. 390-393.

Dutartre, A., Delarche, A., Dulong, J. (1989). Plan de gestion de la végétation aquatique des lacs et des étangs landais. Rapp. tech. Cemagref, p. 124.

Dutartre, A., Oyarzabal, J. (1993). Gestion des plantes aquatiques dans les lacs et les étangs landais. Hydroécologie Appliquée tome 5, 2, p. 43-59.

Dutartre, A., Leveau, D., Moreau, A. (1997). Suivi du développement des plantes aquatiques exotiques : propositions d’interventions - Lac de Cazaux-Sanguinet et de Parentis-Biscarosse  : campagne 1997. Rapp. tech. Cemagref, p. 80.

Dutartre, A., Dandelot, S., Haury, J., Lambert, E., Le Goffe, P., Menozzi, M.J. (2007). Les jussies : caractérisation des relations entre sites, populations et activités humaines. Implications pour la gestion. Programme INVABIO; Rapp. tech. final, p. 128.

Dutartre, A., Menozzi, M. (2008). De la gestion des plantes aquatiques envahissantes  : intervenir pour quoi, pour qui, avec quelles modalités ? Ou comment agir malgré la variabilité des situations et des enjeux : application à la gestion des jussies. Edisud.

Dutartre, A., Bertrin, V., Jan, G., Labrousse, B., Lagrola, M., Laplace-Treyture, C., Mazzella, N., Moreira, S. (2014). Système d’évaluation de la qualité (SEQ) Plans d’eau littoraux landais (2009-2010) : Synthèse globale des résultats. Rapp. tech., p. 120.

Dutartre, A., Sarat, E. (2016). Biosécurité en milieux aquatiques et prévention des invasions biologiques : de la planète au coin de pêche ? AFPP – 4e conférence sur l’entretien des jardins végétalisés et infrastructures. Toulouse – 19 et 20 octobre 2016.

Findlay, S., Carlough, L., Crocker, M.T., Gill, H.K., Meyer, J.L., Smith, P.J. (1986). Bacterial growth on macrophyte leachate and fate of bacterial production. Limnology and Oceanography, 31(6) :1335-1341. doi : 10.4319/lo.1986.31.6.1335

Fleming, J. Dibble, E. (2015). Ecological mechanisms of invasion success in aquatic macrophytes. Hydrobiologia 746.1, p. 23-37. doi : 10.1007/s10750-014-2026-y

Gillard, M., Thiébaut, G., Deleu, C. Leroy, B. (2017). Present and future distribution of three aquatic plants taxa across the world : decrease in native and increase in invasive ranges. Biological Invasions 19.7, p. 2159-2170. doi : 10.1007/s10530-017-1428-y

Guenet, B., Danger, M., Abbadie, L., Lacroix, G. (2010). Priming effect : bridging the gap between terrestrial and aquatic ecology. Ecology, 91(10) :2850-2861. doi : 10.1890/09-1968.1

Hussner, A. (2007). Zur Biologie von Crassula helmsii (Crassulaceae) in Nordrhein-Westfalen. Acta Biologica Benrodis 14 : 77-88.

Keddy, P.A. (1982). Quantifying within-lake gradients of wave energy : Interrelationships of wave energy, substrate particle size and shoreline plants in axe lake, Ontario. Aquatic Botany 14, p. 41-58. doi : 10.1016/0304-3770(82)90085-7

Kraska, M., Klimaszyk, P., Piotrowicz, R. (2013). Anthropogenic changes in properties of the water and spatial structure of the vegetation of the lobelia lake Lake Modre in the Bytów Lakeland. Oceanological and Hydrobiological Studies 43.3, p. 302-313. doi : 10.2478/s13545-013-0087-6

Mäemets, H., Freiberg, L. (2005). Long-and short-term Changes of the Macrophyte Vegetation in Strongly Stratified Hypertrophic Lake Verevi. Hydrobiologia 547.1, p. 175-184. doi : 10.1007/s10750-005-4158-6

Miranda, L.E., Hodges, K.B. (2000). Role of aquatic vegetation coverage on hypoxia and sunfish abundance in bays of a eutrophic reservoir. Hydrobiologia, 427(1) : 51–57. doi : 10.1023/A :1003999929094

Nichols, S.A. (1999). Floristic Quality Assessment of Wisconsin Lake Plant Communities with Example Applications. Lake and Reservoir Management 15.2, p. 133-141. doi : 10.1080/07438149909353957

Planque, B., Beillois, P., Jégou, A.-M., Lazure, P., Petitgas, P., Puillat, I. (2003). Large-scale hydroclimatic variability in the Bay of Biscay : the 1990s in the context of interdecadal changes. ICES Marine Science Symposia, 219, p. 61-70.

Racchetti, E., Longhi, D., Ribaudo, C., Soana, E., Bartoli, M. (2017). Nitrogen uptake and coupled nitrification–denitrification in riverine sediments with benthic microalgae and rooted macrophytes. Aquatic Sciences, 79(3), 487-505. doi : 10.1007/s00027-016-0512-1

Randall, D.J., Tsui T.K.N. (2002). Ammonia toxicity in fish. Marine pollution bulletin 45.1-12 : 17-23. doi : 10.1016/s0025-326x(02)00227-8

Raun, A.L., Borum, J., Sand-Jensen, K. (2010). Influence of sediment organic enrichment and water alkalinity on growth of aquatic isoetid and elodeid plants. Freshwater Biology, 55, 891–1904. doi : 10.1111/j.1365-2427.2010.02423.x

Ribaudo, C., Bertrin, V., Dutartre, A. (2014). Dissolved gas and nutrient dynamics within an Egeria densa Planch. bed. Acta Botanica Gallica 161.3, p. 233-241. doi : 10.1080/12538078.2014.932703

Ribaudo, C., Jan, G., Bertrin, V. (2015). Interactions entre macrophytes et qualité de l’eau  : le cas des isoétides et des exotiques dans les lacs aquitains. Irstea EABX, p. 40.

Ribaudo, C., Jan, G., Bertrin, V. (2016). Distribution spatiale des herbiers d’hydrophytes exotiques dans les grands lacs aquitains. Irstea EABX, p. 35.

Ribaudo, C., Tison-Rosebery, J., Buquet, D., Jan, G., Jamoneau, A., Abril, G., ..., Bertrin, V. (2018). Invasive aquatic plants as ecosystem engineers in an Oligo-Mesotrophic shallow lake. Frontiers in plant science, 9, 1781. doi : 10.3389/fpls.2018.01781

Riis, T., Lambertini, C., Olesen, B., Clayton, J. S., Brix, H., Sorrell, B.K. (2010). Invasion strategies in clonal aquatic plants : are phenotypic differences caused by phenotypic plasticity or local adaptation? Annals of Botany, 106(5), 813-822. doi : 10.1093/aob/mcq176

Rintanen, T. (1996). Changes in the flora and vegetation of 113 Finnish lakes during 40 years. Annales Botanici Fennici 33.2, p. 101-122. http ://www.jstor.org/stable/23726505

Smart, R.M., Barko, J.W. (1985). Laboratory culture of submersed freshwater macrophytes on natural sediments. Aquatic Botany, 21(3), 251-263. doi : 10.1007/s10530-006-9000-1

Thiébaut, G. (2007). Invasion success of non-indigenous aquatic and semi-aquatic plants in their native and introduced ranges. A comparison between their invasiveness in North America and in France. Biological Invasions 9.1, p. 1-12. doi : 10.1007/s10530-006-9000-1

Thiébaut, G., Dutartre, A. (2009). Management of invasive aquatic plants in France. In : Aquatic Ecosystem Research Trends. Editor : George H. Nairn, p. 22

Thiébaut, G., Gillard, M., Deleu, C. (2016). Growth, regeneration and colonisation of Egeria densa fragments : the effect of autumn temperature increases. Aquatic Ecology 50.2, p. 175-185. doi : 10.1007/s10452-016-9566-3

Vilà, M., Basnou, C., Pyšec, P., Josefsson, M., Genovesi, P., Gollasch, S., Nentwig, W., Olenin, S., Roques, A., Roy, D., Hulme, P.E., DAISIE Partners (2010). How well do we understand the impacts of alien species on ecosystem services? A pan-European, cross-taxa assessment. Frontiers in Ecology and the Environment 8.3, p. 135-144. doi : 10.1890/080083

Willby, N.J. (2007). Managing invasive aquatic plants : problems and prospects. Aquatic Conservation : Marine and Freshwater Ecosystems 17.7, p. 659-665. doi : 10.1002/aqc.913

Wooten, J.W. (1973). Taxonomy of seven species of Sagittaria from eastern North America. Brittonia 25.1, p. 64-74. doi : 10.2307/2805491.

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Notes

1 Distance en eau libre le long de laquelle le vent souffle sans obstacle, dans une direction donnée, entre un point du lac et la rive

2 Protocole AlBer (Alleaume et al. 2012)

3 Outil Surface and Slope (ESRI 2011)

4 Indice d’exposition aux vagues (Keddy 1982) et Wind Fetch Model et Wave Model (ESRI 2011)

5 CORINE Land Cover (EEA 2012)

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Table des illustrations

Titre Figure 1. Les grands lacs du littoral aquitain sont colonisés depuis quelques décennies par des espèces exotiques telles que Sagittaria graminea (en haut à gauche), Lagarosiphon major (en bas à gauche) et Egeria densa (en haut à droite). Certaines d’entre elles sont identifiées comme envahissantes et sont donc nommées ‘invasives’. La dispersion des boutures est souvent facilitée par le passage des hélices des bateaux dans les herbiers denses. Photos : A. Dutartre, T. Huguet, V. Bertrin, G. Jan
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Titre Figure 2 : Dynamique de Lagarosiphon major, Sagittaria graminea et de Egeria densa dans le lac de Cazaux-Sanguinet et le lac de Parentis-Biscarrosse entre 1984 et 2016 (modifiée de Bertrin 2018)
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Titre Figure 3. Distribution spatiale et biomasse des hydrophytes invasives dans le lac de Lacanau de 1988 à 2014 (modifiée de Bertrin 2018). La figure montre comment l’évolution et la standardisation des protocoles d’observation a permis d’affiner la connaissance des dynamiques de population des espèces envahissantes.
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Titre Figure 4. Cycle de prélèvement jour/nuit au sein des herbiers denses d’hydrophytes invasives : suivant la profondeur et les conditions hydrodynamiques locales, les échantillons sont prélevés directement depuis la rive ou à partir d’une embarcation gonflable. Les échantillons d’eau sont traités directement au moment du prélèvement pour être ensuite analysés en laboratoire
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Titre Figure 5. Cartographie sédimentaire des milieux colonisés par les hydrophytes invasives et distributions des herbiers denses. Dans la période 2013-2015, des échantillons de sédiment superficiel (10 cm d’épaisseur) ont été prélevés à plusieurs sites végétalisés et sur sol nu (en tout, 723 échantillons analysés), à l’aide d’une benne à sédiments Van Veen (2.5 L) depuis un bateau. Les échantillons ont été analysés au laboratoire suivant des méthodes standardisées. Les résultats ont été ensuite transférés et élaborés par cartographie digitale SIG, pour créer des cartes sédimentaires à partir des isobathes des cartes bathymétriques disponibles sur le site de l’AEAG (Bertrin et al. 2017). Les points en rouge et en noir indiquent les sites de prélèvement de la biomasse ou du sédiment.
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Titre Figure 6. Études réalisées en laboratoire en 2017. En haut, mesure des taux de production de COD par L. major et E. densa cultivées pendant 7 jours dans un milieu de culture standard (Smart & Barko, 1985) à des densités variables, en mésocosmes soumis à des cycles jour/nuit ou laissés à l’obscurité de façon prolongée (Ribaudo et al., en prép.).En bas, détail du rapport entre la taille des racines et celle des feuilles de S. graminea. Dans cette expérience, l’activité bactérienne de nitrification- dénitrification a été mesurée dans le sédiment adhérent aux racines de différentes hydrophytes, exotiques et autochtones, à l’aide de la technique des slurries en microcosmes (Benelli et al. 2020). Photos : C. Ribaudo, S. Benelli
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Titre Figure 7. Calcul de l’indice de Keddy pour les lacs de Lacanau et Parentis-Biscarrosse à l’aide du logiciel R (R Team, 2005) et positionnement des sondes autonomes (optodes) de mesure de l’oxygène dissous dans l’eau (stations "sol végétalisé" et "sol nu"). Ce type de modélisation permet d’identifier un gradient d’hydrodynamisme des eaux à une résolution spatiale fine (pixel de 17 m), à partir des données de vitesse et d’orientation du vent.
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Titre Figure 8. Mesures de la saturation en oxygène, de la température de l’eau et de l’exposition aux vents et aux vagues (indice de Keddy) durant la période d’étude dans le lac de Lacanau
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Titre Figure 9. Cartes de distribution de Egeria densa et Lagarosiphon major dans les lacs de Lacanau et de Carcans-Hourtin réalisées en 2011 (Bertrin et al. 2012). Les cartes prédictives de la distribution potentielle des communautés de macrophytes font le lien entre des observations acquises sur le terrain et les variables physiques modélisées à l’aide d’outils informatiques (hydromorphologie, hydrodynamique et altérations anthropiques des rives). Ces cartes ont pour objectif d’aider à orienter les stratégies de gestion pour la conservation des espèces patrimoniales et la régulation des espèces exotiques envahissantes
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Pour citer cet article

Référence papier

Cristina Ribaudo, Alain Dutartre et Vincent Bertrin, « 1970-2020 : 50 ans d'hydrophytes invasives dans les grands lacs aquitains »Dynamiques environnementales, 43-44 | 2019, 34-49.

Référence électronique

Cristina Ribaudo, Alain Dutartre et Vincent Bertrin, « 1970-2020 : 50 ans d'hydrophytes invasives dans les grands lacs aquitains »Dynamiques environnementales [En ligne], 43-44 | 2019, mis en ligne le 01 avril 2022, consulté le 16 février 2025. URL : http://journals.openedition.org/dynenviron/3478 ; DOI : https://doi.org/10.4000/dynenviron.3478

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Auteurs

Cristina Ribaudo

EA 4592 Géoressources & Environnement, F-33600 Pessac, France

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Alain Dutartre

21, avenue du Médoc, F-33114 Le Barp, France

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Vincent Bertrin

INRAE, UR EABX, F-33612 Cestas, France

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