Le débit de la Marne
Le débit représente un volume d’eau écoulé par unité de temps, généralement exprimé en m3/s.
Le courant qui est associé au débit est un agent d’érosion, de transport et de restitution des matériaux du bassin versant, des organismes benthiques et des substances dissoutes (planctons, substances diverses, pollutions …).
Les hauteurs d’eau
Elles correspondent à la hauteur d’eau en mètre au dessus ou au dessous de la retenue normale dite RN (niveau d’eau réglementaire assurant le passage des bateaux) caractéristique du bief étudié.
Les fluctuations des cotes d’eau influencent fortement les milieux aquatiques, car la hauteur d’eau a un impact sur la pénétration de la lumière et donc la stimulation de la photosynthèse des végétaux et organismes primaires à la base des réseaux trophiques.
Le pH
Le Potentiel Hydrogène a une échelle de valeur allant de 0 à 14 et est utilisé pour mesurer le degré d’acidité.
L’eau pure dite neutre a un pH égal à 7. Le pH suit un cycle circadien : maxima le jour, minima la nuit. Il est en général plus élevé l’hiver et diminue l’été.
Le pH est un facteur physique qui participe au même titre que la conductivité, l’alcalinité, la température à la répartition des organismes dans les écosystèmes aquatiques. Ainsi pour une reproduction piscicole acceptable, le pH doit être compris entre 6,5 et 8,5.
Le pH dépend de la géologie, de la géochimie des roches et de l’activité biologique des sols du bassin. L’activité biologique peut modifier le pH dans les systèmes aquatiques. Le déversement d’effluents industriels peut aussi entraîner des fluctuations du pH des cours d’eau.
La turbidité
Ce paramètre est un indicateur de la transparence de l’eau. Il influence donc, directement, le développement d’organismes primaires et indirectement le réseau trophique. C’est une réduction de la transparence d’un liquide due à la présence de matière non dissoute. Elle se mesure en NTU (Nepthotélométric Turbidity Unit).
L’oxygène dissous (O2)
Il s’agit de la teneur en oxygène dissous dans l’eau. La solubilité de l’oxygène dans l’eau est dépendante de la température, de la pression et de la salinité. La concentration en oxygène dans l’eau est le bilan d’activités de production (photosynthèse) et de consommation (respiration).
L'(O2) constitue un indicateur de l’activité biologique, plus particulièrement de la photosynthèse et permet d’évaluer les capacités auto épuratoire de la rivière (oxydation). Il varie avec les pluies, les chutes d’eau (barrages), l’activité biologique ou biochimique.
Les faibles températures favorisent la dissolution des gaz et à l’inverse les températures élevées la limitent. La teneur théorique maximale d’oxygène dissous dans l’eau est de : 11,25 mg/L à 10°C; 8,25 mg/L à 25°C. Il existe donc naturellement des variations annuelles et journalières importantes de ce paramètre.
La teneur en oxygène commande fortement la vie aquatique. On considère que celle-ci est, d’un point de vue de la fonction biologique, perturbée dès que la concentration passe en dessous de 5 mg/L et des mortalités piscicoles sont à redouter en dessous de 3 mg/l. De plus, le processus de dégradation des matières organiques et de l’ammoniaque par autoépuration naturelle nécessite une teneur suffisante en oxygène dissous. Les chutes rapides en oxygène nécessitent une adaptation immédiate et provoquent un stress violent. Des variations nycthémérales importantes d’oxygène dans l’eau, peuvent provoquer des mortalités de poissons.
L’ammonium (NH4+)
Ou azote ammoniacal, ou (NH4+) provient de la dégradation des protéines animales (cycle de l’azote), la principale source d’ammoniaque est anthropique. Les effluents domestiques (urée) représentent la plus importante source de pollution. L’azote ammoniacal peut aussi provenir de ruissellements urbains, de l’agriculture (engrais) ou de l’industrie (pharmaceutique, alimentaire, pâte à papier, textile…).
La biodégradation et l’auto épuration étant ralentie en hiver, et presque nulle en deçà de 5°C, l’azote ammoniacal remonte en hiver, de même il subit des variations au printemps et en été avec l’activité du phytoplancton. Le seuil de 4mg/L est critique pour la production d’eau potable sur des filières biologiques.
Les sources naturelles de l’azote ammoniacal sont diverses :
- échange gazeux avec l’atmosphère,
- transformations chimiques et biochimiques des substances azotées organiques et inorganiques dans les sols et dans l’eau,
- excrétion d’ammoniaque par le biote (déchet de végétaux de culture et d’animaux).
La température de l’eau
La connaissance de la température de la Marne fournit des indications sur l’activité biologique et biochimique des organismes aquatiques pour deux raisons essentielles :
1- La température influence directement la réaction de dissolution de l’oxygène dans l’eau c’est à dire plus l’eau est froide plus la dissolution est importante. Or l’oxygène, aussi bien pour les organismes terrestres et aquatiques, est à la base du processus respiratoire. Ainsi la température de l’eau fournit des indications importantes sur la santé du milieu aquatique. Une bonne oxygénation des eaux se situe au dessus de 5 mg/L, les mortalités piscicoles apparaissent au dessous de 3 mg/L.
2- La température influence aussi le développement et la reproduction des organismes aquatiques. En effet, les poissons, les larves d’insectes (etc…) sont poïkilothermes (ou hétérothermes : leur température varie en fonction de celle du milieu). Leur métabolisme ne fonctionne que dans des intervalles plus ou moins précis de températures. C’est pourquoi, les poissons comme les insectes ont une activité fortement ralentie pendant la période hivernale.
La température fournit donc des indications importantes sur le développement, la reproduction et l’activité des organismes aquatiques.
Le carbone organique total
Ou COT réprésente tous les composés organiques dont les protéines, les lipides et les glucides mais aussi les substances humiques ainsi que les produits organiques carbonés relargués par l’industrie humaine.
Les paramètres bactériologiques
Ces derniers sont les témoins de la contamination fécale. Les fortes valeurs se rencontrent généralement en périodes d’orages, en raison des débordement des réseaux d’assainissement.
Les Escherichia Coli sont des bactéries bacilles coliformes d’origine fécale. Leur variabilité est fonction du rayonnement solaire, du pH, de la présence de matière en suspension (MES) de la matière organique dissoute. Ils peuvent se développer à des températures élevées , mais sont incapables de se multiplier à 4°C. Leur présence en grande quantité constitue un facteur limitant pour la production d’eau potable et pour la baignade.
Les streptocoques fécaux : ils ne peuvent pas se multiplier dans l’eau, mais ils sont plus résistants que les coliformes. Leur présence en grande quantité constitue un facteur limitant pour la production d’eau potable, et pour la baignade.
L’un des avantages de ce type d’indicateur bactériologique résiderait dans son incapacité à se multiplier dans l’environnement aquatique à la différence des coliformes. De plus, il serait plus résistant et donc caractériserait une contamination plus ancienne. Cette forte résistance pourrait être comparée à celle des virus. Ainsi, le groupe des streptocoques fécaux peut permettre d’identifier une potentielle contamination virale.
Les coliformes et les streptocoques fécaux sont des bactéries témoins de la contamination fécale humaine ou animale. Leur présence indique une probabilité de contamination du milieu par des organismes pathogènes (bactéries, protozoaires, virus, champignons…)
Les nitrates
Ou (NO3-) proviennent de la dégradation de l’azote ammoniacal (évolution en nitrites, puis en nitrates). Ils sont utilisés essentiellement comme engrais. Indicateur de l’activité agricole ils proviennent en grande partie de l’amont. Présent dans les sols cultivés, sa teneur dans l’eau varie avec les précipitation et les saisons. Ce paramètre ne doit pas dépasser 50 mg/l pour la production d’eau potable.
Leurs origines peuvent être très diverses : minéralisation de la matière organique, engrais azoté, fumier, eaux usées domestiques et industrielles.
Phosphore et phosphates
Le phosphore peut être présent dans l’eau sous la forme ionisée (orthophosphates) ou plus ou moins polymérisé (polyphosphates minéraux et/ou organiques). Il n’est pas directement toxique pour les poissons et le milieu aquatique, mais il est généralement responsable de l’accélération des phénomènes d’eutrophisation.
Les phosphates ont une origine principalement domestique (contamination fécale et détergents) mais aussi agricole (engrais) et industrielle (industrie chimique).
Les pesticides
Le suivi des concentrations en pesticides est essentiel. En effet, les produits phytosanitaires ruisselants ou véhiculés par les réseaux d’assainisement se retrouvent présents à la fois dans l’eau et dans l’air et finalement dans toutes les chaînes trophiques concernées et in fine l’homme, consommateur omnivore. Le phénomène de bioaccumulation sur les maillons des chaînes alimentaires provoque bien souvent la disparition des espèces supérieures (ou super-prédateurs) dûe notamment à la diminution des défenses immunitaires et de la fertilité. Si un maillon de la chaîne est éliminé, c’est l’ensemble de l’écosystème qui est menacé. Ainsi, dans certains cours d’eau, la disparition de certaines espèces peut être observée, comme par exemple : la truite, le brochet, la loutre ou des espèces d’oiseaux pêcheurs.
De plus, les pesticides et notamment les herbicides posent des problèmes pour la potabilisation des eaux par les usines de production d’eau potable. Les traitements coûteux appliqués augmentent le prix de l’eau.
Les nitrites
(NO2-) résultent d’une oxydation bactérienne de l’ammoniaque ou de la réduction des nitrates. L’azote ammoniacal représente les ions ammonium (NH4+) de l’eau. Il permet une estimation de la pollution azotée réduite dans l’eau.
Les nitrites sont rarement d’origine naturelle. Un cours d’eau non pollué ne comporte normalement ni nitrites ni ammoniaque. Ils sont issus des rejets des stations d’épuration, de l’activité agricole, des ruissellements urbains et de diverses industries.
Les sulfates
Ou (SO4 2-) peuvent être trouvés dans presque toutes les eaux naturelles. L’origine de la plupart des composés sulfates est l’oxydation des minerais de sulfites, la présence de schistes, ou de déchets industriels.
Le sulfate est un élément important des composés dissous dans l’eau de pluie. Le sulfate peut être attaqué par une bactérie qui le réduit en sulfure d’hydrogène (H2S) pouvant se transformer aisément en acide sulfurique corrosif pour les réseaux d’assainissement.
Les chlorures
Les formes les plus répandues des chlorures dans l’environnement sont le chlorure de sodium (NaCl), le chlorure de calcium (CaCl2) et le chlorure de potassium (KCl).
Les chlorures peuvent avoir une provenance naturelle (altération et lessivage des roches sédimentaires), agricole (irrigation, drainage), industrielle (industrie pétrolière, agro-alimentaire…) ou urbaine (salage des routes, rejets domestiques).
Les matières en suspension
MES ou les résidus secs représentent les éléments solides non dissous dans l’eau. Elles ont une incidence sur la composition chimique des eaux car leur surface peut concentrer certains produits dissous par des phénomènes d’adsorption ou d’échange d’ions. De plus, la plupart des micro-organismes de l’eau (bactéries, virus) peuvent se fixer sur leur surface.
Une forte concentration de MES peut engendrer des impacts négatifs sur le milieu :
- augmentation de la turbidité,
- colmatage des fonds par leur dépôt,
- irritation des branchies des poissons (développement bactérien et viral sur les branchies).
En régime hydrologique moyen, les MES proviennent principalement des eaux usées urbaines et industrielles et du plancton. En revanche, en période de crue, l’érosion des sols du bassin versant est souvent à l’origine d’une grande part des MES.
Indice de la Qualité de Frai
Les alevins reflètent précisément la dynamique des populations, notamment leur capacité de renouvellement, renseignent sur les espèces qui se reproduisent sur un site et permettent de localiser et de décrire finement les zones de frai.
De plus, les alevins sont de bons intégrateurs de la qualité du milieu aquatique car ils sont beaucoup plus sensibles que les adultes à une dégradation des habitats ou de la qualité de l’eau.
Enfin, ils répondent immédiatement, et très nettement, à toute perturbation du milieu par des modifications de diversité et d’abondance. Leur étude permet donc de mieux mesurer les différentes formes d’altération des écosystèmes riverains.
La pêche aux alevins est une nouvelle forme de pêche scientifique. Comme son nom l’indique, elle vise principalement à capturer les jeunes poissons de l’année. La pêche électrique se pratique à l’électricité à l’aide d’un matériel portable spécifique et d’une embarcation légère. Cette approche particulière permet d’obtenir des informations nouvelles sur le peuplement en place et sur les caractéristiques du milieu aquatique.
Cette nouvelle forme de pêche en EPA (Echantillon ponctuel d’abondance), développée en France par le Cemagref, se pratique de plus en plus sur les berges des grands cours d’eau dont dépend presque exclusivement le recrutement piscicole de ces milieux.
Cette technique de pêche est assez simple à mettre en oeuvre sur le terrain doit être appliquée deux à trois mois après le frai (juin/juillet/août) et nécessite un complément d’analyses en laboratoire (détermination des alevins de l’année).
Indépendamment de toute altération du milieu, la reproduction n’a pas toujours le même succès d’une année sur l’autre et nécessite de choisir des sites de référence dans le cadre du suivi de stations.
Cette technique est de plus en plus employée dans le cadre du suivi des projets d’aménagement de rivière. Elle permet d’évaluer les potentialités initiales du site, de suivre la reconquête d’un milieu par les populations piscicoles et d’évaluer globalement l’incidence d’un projet.
Indice Poisson Rivière
L’indice poisson, initialement FBI (Fish Biotic Index) et récemment renommé Indice Poisson Rivière (IPR), adapté par OBERDORFF et al. s’applique au niveau du réseau hydrographique.
L’IPR permet la comparaison d’un peuplement de référence (non perturbé) avec celui réellement présent dans les milieux. Pour ce faire, il faut d’abord prendre en compte les variations naturelles des peuplements en fonction des facteurs environnementaux.
L’indice, lui-même fondé sur des critères écologiques vérifiés, combine 14 métriques. L’écart entre le peuplement présent et celui estimé comme le plus probable par les modèles statistiques, est mesuré par ces métriques descriptives des peuplements de poissons, métriques s’axant principalement sur la richesse spécifique et la composition spécifique du peuplement.
Les peuplements théoriques ont été modélisés sur la base de 650 sites témoins répartis sur l’ensemble du réseau hydrographique national. Ils sont définis en fonction des caractéristiques du milieu / facteurs environnementaux de la station étudiée : bassin, position par rapport à la source, altitude, vitesse du courant, températures. Ces peuplements théoriques permettent de fixer les valeurs attendues pour chacune des composantes. L’écart entre le peuplement théorique et l’effectif est estimé par une note, d’autant plus élevée que la différence est forte. Ces notes sont ensuite additionnées pour donner une note globale. La perturbation est d’autant plus importante que la note est élevée.
Indice Biologique Global Adapté aux grands cours d’eau
L’IBGA permet de définir selon la composition des taxons* relevés sur le terrain, une qualité de biologique de l’eau. En effet, les familles d’invertébrés sont de bons bioindicateurs et biointégrateurs de la pollution. Ainsi, l’évolution des compositions taxonomiques, années après années, caractérisent l’évolution de la capacité d’acceuil de la qualité de l’eau de la rivière.
Les analyses hydrobiologiques ont été réalisées selon le protocole expérimental de l’Indice Biologique Global Adapté aux grands cours d’eau (IBGA). Cette méthode, dérivée de l’Indice Biologique Global Normalisé (norme AFNOR T 90-350), répond mieux aux spécificités des rivières larges et profondes pour lesquelles le protocole de l’IBGN ne pouvait pas toujours être scrupuleusement respecté .
Le protocole de l’IBGA (Agence de l’Eau RMC, 1997) associe trois techniques de prélèvements qui visent à échantillonner :
• la zone rivulaire, dans moins de un mètre d’eau, à l’aide d’un filet Surber. Etant donné le contexte particulier de l’étude (suivi pluri-annuel), les prélèvements de rive ont été pratiqués sur les mêmes substrats de façon à réaliser un échantillonnage identique pour les deux campagnes.
• le chenal, caractérisé par des habitats trop profonds pour être accessibles au filet de type Surber. Cette partie du fleuve est inventoriée à l’aide d’une drague.
• la dérive, c’est-à-dire les invertébrés qui dérivent dans le courant et qui, par conséquent, proviennent des zones amont. Cette macrofaune constitue la potentialité de recolonisation du milieu. Elle est échantillonnée à l’aide de substrats artificiels posés sur le fond.
* est une entité qui regroupe tous les organismes vivants, possédant en commun certains caractères, comme ici les habitats aquatiques et la qualité d’eau.
Indice Biologique Diatomique
Les diatomées appartiennent à la microflore benthique. Il s’agit d’algues microscopiques fixées aux différents substrats aquatiques La composition du peuplement de ces algues reflète la qualité biologique d’un cours d’eau. La sensibilité de ces organismes aux diverses pollutions en font de bons bioindicateurs exploités dans le cadre d’indice de qualité.
Parmi les différents indices diatomiques existants, l’IBD (Indice Biologique Diatomique) est actuellement adopté par les Agences de l’Eau et fait l’objet d’une norme (NF T90-354) depuis juin 2000.
Indice Biologique Macrophytique en Rivière
L’analyse du peuplement macrophytique est réalisé suivant le protocole de l’Indice Biologique Macrophytique en Rivière (IBMR). Cette méthode d’évaluation de la qualité écologique des cours d’eau basée sur l’étude du peuplement végétal aquatique a été développée dans le cadre de la DCE pour estimer le niveau trophique des cours d’eau. Il est normalisé en France depuis octobre 2003 (AFNOR – NF T 90-395).
Cet indice a été élaboré par le Groupe d’Intérêt Scientifique Macrophytes des Eaux Continentales, en collaboration avec le CEMAGREF de Bordeaux et sa mise en oeuvre est récente. Il a été largement appliqué dans le bassin Adour-Garonne mais les données sont très parcellaires sur le bassin Seine-Normandie, tout particulièrement en ce qui concerne les grands cours d’eau.
Il s’agit d’une observation in situ des peuplements macrophytiques, avec identification des taxons, puis d’une estimation de leurs recouvrements, avec prélèvement éventuel pour vérification taxonomique. La détermination des végétaux permet d’évaluer le niveau trophique de la composition de la qualité d’eau de la rivière et donc ses caractéritiques d’eutrophisation.
