Evaluation des impacts écologiques engendrées par l’extraction de sable

Le milieu marin côtier assure divers services écosystémiques et socio-économiques (Costanza et al., 1997). En effet, bien que les eaux côtières n’occupent que 7% de la surface du globe, c’est près de 20% de la production primaire océanique, 17% de l’assimilation de CO2 par les océans, 80% de l’enfouissement de matière organique et 90% de la reminéralisation qui est réalisé dans cet environnement (Gattuso et al., 1998). A cela, s’ajoute le fait que la zone côtière est sous l’influence direct des échanges fluviales ce qui crée un écosystème unique où se trouve la transition entre l’eau douce et l’eau de mer (Bonifácio et al., 2014; Ray, 1991). Cette zone est particulièrement riche, avec une faune diverse et fragile (Le Pape et al., 2007). Un de ses principaux habitats, est le plateau dunaire, dont la faune est habituée à hydrodynamisme locale et à la forte instabilité des sédiments. La diversité faunistique, se concentre majoritairement au niveau des fonds marins, notamment dû à la présence d’habitats hétérogènes (Ray, 1991). Les organismes vivants dans ou étroitement associés aux fonds marins sont appelés benthos (Ray, 1991).

Cependant, les pressions anthropiques, aussi présentes dans ces environnements côtiers, sont nombreuses, variées, et ayant des intensités différentes sur les communautés benthiques (Le Pape et al., 2007; Sala and Knowlton, 2006). La pêche peut être source de perturbation anthropique avec par exemple, le chalutage qui va modifier, voire détruire les habitats benthiques (Hiddink et al., 2006; Tillin et al., 2006); la surpêche, qui va modifier les réseaux trophiques ; ou encore l’introduction d’espèces invasives, qui vont entrer en compétition avec des espèces indigènes (Jackson and Sala, 2001; Sala and Knowlton, 2006). La pollution peut elle aussi provoquer des perturbations au sein du benthos (Grizzle, 1984), de même que le dragage (Hall-Spencer and Moore, 2000). Ce dernier consiste à extraire les matériaux situés sur le fond d’un plan d’eau (Hall-Spencer and Moore, 2000) ce qui peut changer la composition du sédiment et ainsi modifier la communauté présente (McLachlan, 1996; Worm et al., 2006). Or ces derniers jouent un rôle essentiel dans le fonctionnement des écosystèmes côtiers (Snelgrove et al., 2014), et perturber ce fonctionnement peut avoir des conséquences sur la performance de l’écosystème marin (Worm et al., 2006). C’est pourquoi l’étude du benthos peut servir comme un indicateur de changements après une perturbation anthropique importante.

De nombreuses analyses sont utilisées afin de qualifier et quantifier les impacts sur la faune benthique (Boyé et al., 2019; de Juan et al., 2009; Foveau et al., 2017; Garcia, 2010; Hooper et al., 2005; Tillin et al., 2006). Toutefois, si l’étude d’impact se concentre uniquement sur la diversité taxonomique (nombre d’espèces et abondances) d’un écosystème, les réponses fonctionnelles apportées par ce dernier ne seront pas pris en compte dans leur globalité (Hooper et al., 2005). De même qu’étudier seulement une caractéristique biologique comme le réseau trophique ou la taille ne peuvent pas expliquer la réponse globale de l’écosystème (Garcia, 2010; Tillin et al., 2006). L’analyse des traits fonctionnelles consiste à étudier un ensemble de caractéristiques biologiques (fécondité, taille, mobilité etc.) afin d’analyser la diversité, l’équitabilité et la dispersion fonctionnelle d’une communauté (Statzner et al., 1994). Les caractéristiques aussi appelées traits représentent « toutes fonctionnalités physiologique, morphologique et phénologique mesurable d’un individu » (Violle et al., 2007). La diversité fonctionnelle quant à elle permet de comprendre le fonctionnement des écosystèmes de manière plus complète que la diversité taxonomique (Hooper et al., 2005). En effet, afin d’observer des changements spécifiques dans la biodiversité en général, et comprendre pourquoi
tel espèce disparait ou apparait, les propriétés fonctionnelles de cette espèce semblent nécessaires (Garcia, 2010). Hooper et al. (2005) précise la définition des traits fonctionnels : « les traits fonctionnels sont ceux qui influencent les propriétés de l’écosystème ou les réponses des espèces aux conditions environnementales ». Cependant, a contrario de la botanique ou de l’écologie aquatique continentale, pour lesquels les traits représentent directement le fonctionnement ou une réponse à un stimuli externe (Lavorel and Garnier, 2002), ce qui est notamment dû à un nombre conséquent de publication à ce sujet (Charvet et al., 1998; Lavorel and Garnier, 2002; Mondy et al., 2012). En biologie marine, la caractérisation des traits fonctionnels est plus compliquée d’accès et donc leurs attributs sont issus d’expérimentation et de la bibliographie (Bremner et al., 2003). De plus, les traits ne représentent pas forcément des réponses directes à des stimulus mais plutôt des conséquences de ces réponses (Bremner et al., 2003), par exemple, la taille, la fragilité d’une espèce, sa capacité à s’enfouir, son alimentation etc…

Matériel et méthode 

Contexte

Le projet IMPECAPE vise à étudier les pressions et les impacts des activités humaines sur les habitats benthiques côtiers, trois zones sont étudiées : la Baie de Morlaix (Thiebault et al., 2018), la rade de Brest (Grall, 2018), et le site atelier des sables fins des Orpillières dans l’Hérault (Labrune et al., 2019). Dans le cadre de ce projet interinstitutionnel, ce derniersite est l’objet de ce présent rapport avec principal objectif d’analyser l’impact d’un dragage sur la faune benthique. Un premier rapport a été effectué sur la relation des données quantitatives de pressions physiques avec des données biologiques échantillonnées (diversité taxonomique) en fonction de l’intensité de la pression. L’idée était de réaliser un gradient de pression suivant l’intensité, la fréquence des pressions et la répartition de l’habitat concerné. Aucun résultat probant n’a cependant été obtenu (Labrune et al., 2019).

C’est pourquoi ce rapport présente une nouvelle perspective se basant sur les traits fonctionnels afin d’essayer d’évaluer la pression sur la zone potentiellement draguée et la zone de référence. La pression considérée est l’extraction de sédiments afin de réensabler une plage située un peu plus à l’Est.

Site d’étude et stratégie d’échantillonnage

Le site de l’étude se trouve à la sortie du port de Valras, au Nord de l’embouchure de l’Orb. Le site est caractérisé par des fonds meubles sableux compris entre zéro et dix mètres de profondeur. Ces derniers sont caractérisés par des dunes littorales mobiles, ce qui induit une grande instabilité des peuplements benthiques et donc une présence élevée d’espèces assez mobiles (Amouroux, 1972).

Les prélèvements 

Lors de l’échantillonnage avant travaux (« Temps zéro » ou « T0 » : Etat initial), huit stations ont été échantillonnées (nommées de 1 à 8) : 4 à l’intérieur de la zone de travaux pressentie (zone hachurée sur la Figure 1) et 4 à l’extérieur de cette zone, dans une gamme de profondeur équivalente. L’extraction a finalement été effectuée à l’extérieur de cette zone, un peu plus vers le large, durant la première quinzaine d’avril 2015, pour un total de 60 000 m3 de sédiments extraits. La localisation des stations a donc été modifiée lors du premier échantillonnage post-travaux, un mois après la fin des travaux, le 13 Mai 2015 (T1). Trois autres campagnes d’échantillonnage post-travaux ont été effectuées, soit six mois (T2), un an (T3) et quatre ans (T4) après la fin des travaux. Cependant, des problèmes techniques n’ont pas permis d’échantillonner la totalité des stations à chaque temps . La zone potentiellement impactée par l’extraction de sable a été estimée à l’aide de la différence de bathymétrie entre T0 et T1 (Labrune et al., 2019). Ainsi, la zone potentiellement impactée inclues les stations jusqu’à 500 m de distance du point centrale d’extraction potentiellement localisé aux alentours de la station 11.

Traitement des échantillons au laboratoire 

Les échantillons de la macrofaune benthique ont été comptés (chaque tête uniquement), triés et identifiés jusqu’au niveau taxonomique le plus bas. L’identification finale de chaque espèce a été inter-calibrée entre différents experts taxonomique et les noms d’espèces ont été vérifiés et mis à jour sur le site WoRMS (2020), qui constitue la base de données de référence mondiale des espèces marines.

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Table des matières

I. Introduction
II. Matériel et méthode
II.1. Contexte
II.2. Site d’étude et stratégie d’échantillonnage
II.3. Les prélèvements
II.4. Traitement des échantillons au laboratoire
II.5. Les données
II.5.1. Les traits fonctionnels
II.5.2. La méthode de codage floue
II.6. Les analyses statistiques
II.6.1. Calcul des indices
II.6.2. Les indices
III. Résultats
III.1. Base de données
III.2. Dendrogramme et ACP
III.4. Les indices par stations
III.4.1. La richesse fonctionnelle (FRic)
III.4.2. La dispersion fonctionnelle (FDis)
III.4.3. La divergence fonctionnelle (FDiv)
III.4.4. L’équitabilité fonctionnelle (FEve)
III.5. Zone potentiellement impactée et zone de référence
III.5.1. Nouvelle base de données
IV. Discussion
IV.1. Variation à l’échelle locale des assemblages
IV.2. Variation à l’échelle des stations
IV.3. Facteurs environnementaux
IV.5. Analyse critique
IV.6. Perspective
V. Conclusion
VI. Annexes

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