Soutenance mémoire
De nombreuses études ont mis en évidence l’influence des activités aquacoles sur l’environnement (voir les revues de littérature par Black 2001, Hargrave 2005). Cependant, la majorité des études se sont intéressées aux effets environnementaux liés à la pisciculture en mer (Pearson & Black 2001, Pohle et al. 2001, Wildish et al. 2003), et en eau douce (Black 2001). Les effets environnementaux de la pisciculture sont reliés principalement: là la sédimentation des fèces et de la nourriture excédentaire, qui peut induire une pollution organique importante sous les cages de poissons (Hall et al. 1990, Pohle et al. 2001, Stewart & Grant 2002) affectant les communautés benthiques (Findlay et al. 1995), 2- aux produits chimiques comme les pesticides, médicaments et agents antisalissures (Burridge 2003) et 3- aux interactions entre les poissons d’élevage et les espèces sauvages (transferts de maladies et interactions génétiques et écologiques) (Kapuscinski & Brister 2001).
La conchyliculture apparaît a priori moins dommageable pour l’environnement car elle ne nécessite pas d’ajout de nourriture, les bivalves se nourrissant du seston présent dans la colonne d’eau (Newell 2004). Cependant, de nombreuses interactions existent entre la conchyliculture et l’écosystème . Par l’activité de filtration, la conchyliculture a davantage d’influences sur le pelagos que l’aquaculture de poissons (Newell 2004, Cranford et al. 2006, McKindsey et al. 2006a). Et contrairement à la pisciculture, les cultures de bivalves sont souvent extensives, pouvant s’étendre sur des km2 . Les effets peuvent donc être plus diffus, plus étendus, et par conséquent plus difficiles à détecter.
L’environnement pélagique
La filtration est un paramètre important dans la dynamique des composés particulaires (Mayzaud et al. 1992). Pour se nourrir, les bivalves filtrent la matière particulaire en suspension (MPS) ou seston, constituée principalement du phytoplancton, du zooplancton, de détritus et de particules inorganiques. La capacité de filtration des bivalves est limitée par la capacité de rétention des branchies (Cranford et al. 2006). Bien que ces valeurs varient selon l’espèce et la taille des individus, la capacité de rétention est de 100 % pour les particules >3 um, et seulement de 50 % pour les particules <1 um (MOhlenberg & Riisgârd 1978). La limite supérieure de rétention est d’environ 0,5 à 6 mm (Karlsson et al. 2003). Ainsi, le nanoplancton (2-20 um), le microplancton (20-200 um) et le mesoplancton (200-1000 um) sont efficacement filtrés par les bivalves, contrairement au picoplancton (0,2-2 um) (Cranford et al. 2006). Karlsson et al. (2003) indiquent que des larges particules comme des détritus de plantes, des diatomées benthiques et des larves d’invertébrés peuvent être filtrées par les bivalves et constituent ainsi une source de nourriture pour les bivalves. Dans des systèmes où le temps de renouvellement des eaux est faible et/ou la densité de bivalves est élevée, des compétitions intra- et interspécifiques pour la nourriture entre les bivalves de culture et les espèces endémiques de bivalves ou encore le zooplancton sont possibles (Newell 2004).
Les bivalves peuvent à la fois: 1- diminuer la concentration en cellules planctoniques par le processus de filtration et 2- stimuler la production primaire par l’excrétion dissoute, et par la reminéralisation de la matière organique (MO) contenue dans les biodépôts (Prins et al. 1998). La diminution de la turbidité par l’activité de filtration peut également permettre une meilleure pénétration de la lumière et ainsi favoriser la production primaire. Les deux premiers points sont détaillés ci-dessous.
1- L’ajout d’une grande densité de bivalves de cultures dans la colonne d’ eau entraîne une diminution de la concentration de la MPS. Les effets peuvent être importants dans le cas où la prise des particules est plus rapide que leur remplacement par le renouvellement des eaux ou par la production primaire (Cranford et al. 2(06). En France, par exemple, les cultures intenses d’ huîtres ont induit un changement dans l’abondance et la qualité des particules en suspension dans le bassin de Marennes-Oléron (Héral et al. 1986). Sur l’Îledu-Prince-Édouard, dans 5 baies, la chlorophylle a est réduite de 45 à 88 % par les bivalves (Meeuwig et al. 1998). Il est cependant difficile d’évaluer précisément l’impact de la filtration des bivalves sur les flux de matière et d’énergie à l’échelle de l’écosystème. En effet, des connaissances sur les processus de stratification et de mélange de la colonne d’eau ou sur le renouvellement des eaux par les marées sont nécessaires.
2- De nombreuses études montrent que la conchyliculture peut affecter la dynamique des nutriments dans leur environnement. Le processus d’ excrétion chez les bivalves se traduit par la production de composés dissous et particulaires (fèces et pseudofèces). L’azote absorbé par les bivalves est utilisé pour la croissance des tissus et le reste est excrété sous forme d’urine (70% constitué d’ammonium NH4+, 0%-13% d’urée CON2H4 et 5-21 % d’amino-N) (Bayne et al. 1976). La décomposition des biodépâts induit des flux de nitrates, phosphates et silicates à l’interface eau-sediment (Hatcher et al. 1994). La croissance des microalgues peut être aussi stimulée par le mucus sécrété par les bivalves et rejeté dans leurs biodépâts (Cognie & Barille 1999). Ainsi, la conchyliculture, source de sels nutritifs, peut stimuler la croissance des microalgues dont les bivalves se nourrissent.
La conchyliculture peut également avoir un effet sur les ratio des nutriments avec des conséquences sur les compositions des communautés phytoplanctoniques. L’augmentation du rapport N:Si peut, par exemple, favoriser les cellules non-silicieuses (flagellés) au détriment des diatomées (Cloem 2001). D’autre part, les bivalves, en filtrant les cellules supérieures à 3 /lm, favorisent la dominance du picoplancton et changent ainsi la composition spécifique du milieu (Ne weIl 2004, Cranford et al. 2006). Ces changements peuvent avoir en retour des conséquences sur les cultures, le picoplancton étant moins nutritif pour les bivalves que le nanoplancton (Newe1l2004).
La présence de culture des bivalves en suspension peut affecter la distribution de l’oxygène dissous. Les bivalves consomment de l’oxygène pour leur respiration. La faune et la flore associées à ces bivalves consomment ou produisent de l’oxygène. Les cultures de bivalves peuvent avoir un effet dramatique sur les teneurs en oxygène dissous, quand elles sont placées dans des milieux peu profonds avec de faibles courants. Des épisodes d’hypoxie ont été par exemple observés dans la lagune de Thau en France pendant l’été (Deslous-Paoli et al. 1998).
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Table des matières
CHAPITRE 1 INTRODUCTION GÉNÉRALE
1. 1 CONTEXTE DE L’ÉTUDE
1.2 INTERACTIONS CONCHyLICULTURE-ENVIRONNEMENT
1.2.1 L’environnement pélagique
1.2.2 Le processus de biodéposition
1.2.3 Effets de la biodéposition sur l’ environnement benthique
1.3 OBJECTIFS DE LA THÈSE
1.4 HYPOTHÈSES DE RECHERCHE
1.5 STRUCTURE DE LA THÈSE
1.6 SITE D’ÉTUDE : LA LAGUNE DE GRANDE-ENTRÉE
1.6.1 Caractéristiques physiques
1.6.2 Caractéristiques physico-chimiques et trophiques
1.6.3 L’environnement benthique
CHAPITRE 2
Sedimentation rates in a suspended mussel farm (Great-Entry Lagoon, Canada): biodeposit production and dispersion
2.1 INTRODUCTION
2.2 MATERIALS AND METHODS
2.2.1 Study site
2.2.2 Environmental conditions
2.2.3 Biodeposit production and quality
2.2.4 Biodeposit sinking velocities
2.2.5 Sedimentation rates
2.2.6 Statistical analyses
2.3 RESULTAS
2.3.1 Environmental conditions
2.3.2 Biodeposit production and quality
2.3.3 Biodeposit characteristics and sinking velocity
2.3.4 Field measures of sedimentation rates
2.3.5 Dispersion
2.4 DISCUSSION
2.4.1 Biodeposit production
2.4.2 Faecal pellet sinking velocity
2.4.3 Field measurements of sedimentation rates
2.4.4 Estimated dispersion of mus sel biodeposits
2.4.5 Ecological implications
CHAPITRE 3
Multi-scale spatial variations in benthic sediment geochemistry and macrofaunal communities under a suspended mus sel culture
3.1 INTRODUCTION
3.2 MATERIAL AND METHODS
3.2.1 Study site
3.2.2 Sampling design
3.2.3 Sedimentation rates
3.2.4 Sediment geochemical characteristics
3.2.5 Macrofaunal community analysis
3.2.6 Statistical analysis
3.2.7 Inter-annual comparison
3.3 RESULTS
3.3.1 Sediment geochemical characteristics
3.3.2 Benthic community
3.4 DISCUSSION
3.4.1 Sediment geochemical characteristics
3.4.2 Benthic community
3.4.3 Historical data
CHAPITRE 4
Evaluation of indicators used to detect mussel farm influence on the benthos: two case studies in the Magdalen Islands, Eastern Canada
4.1 INTRODUCTION
4.2 MATERIALS AND METHODS
4.2.1 Study sites
4.2.2 Sampling stations
4.2.3 Sediment characteristics
4.2.4 Macrofaunal community analysis
4.2.5 Statistical analysis
4.3 RESULTS
4.3.1 Sediment characteristics
4.3.2 Macrofaunal characteristics
4.4 DISCUSSION
4.4.1 GE and HAM: contrasting patterns
4.4.2 Indices
4.4.3 Comparisons and recommendations
CHAPITRE 5
Responses of benthic macrofauna and biogeochemical fluxes to various levels of mussel biodeposition: an in situ «benthocosm» experiment
5.1 INTRODUCTION
5.2 MATERIALS AND METHODS
5.2.1 Benthocosms and biodeposition rates
5.2.2 Sediment organic matter content
5.2.3 Macrofaunal community analysis
5.2.4 Biogeochemical fluxes
5.2.5 Statistical analysis
5.3 RESULTS
5.3.1 Sediment organic matter content
5.3.2 Macrofauna
5.3.3 Biogeochemical fluxes
5.4 DISCUSSION
5.4.1 Biodeposition rates vs sediment organic enrichment
5.4.2 Macrofaunal response
5.4.3 Biogeochemical fluxes
5.4.4 Conclusions
CHAPITRE 6 CONCLUSION
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