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Les macro-invertébrés benthiques, composantes biologiques clés des écosystèmes aquatiques
Du fait de leur mobilité relativement limitée, de leur durée de vie suffisamment longue et de la sensibilité de certains d’entre eux aux perturbations de leur environnement (Casper, 1994; Jackson, 1993; Rosenberg et Resh, 1993; Pinel-Anoul, 1995), les macro-invertébrés benthiques représentent des indicateurs biologiques de pollution diffuse fréquemment utilisés (Metcalfe, 1989; Rosenberg et Resh, 1993). Bien que plusieurs études aient été menées sur les communautés de macro-invertébrés des eaux courantes (e.g. Griffiths, 1991; Cao et al., 1996; Allan et al., 1997; Lammert et Allan, 1999; Sponseller et al., 2001; Townsend et al., 2004), peu d’entre elles décrivent les répercussions des modifications de structure du paysage sur les communautés de macro-invertébrés benthiques des écosystèmes lacustres (Brodersen et al., 1998; Cheal et al., 1993; Weatherhead et James, 2001).
Lund (1908, tel que cité par Brodersen et al., 1998) fut l’un des premiers à mettre en lumière la très grande diversité des communautés d’invertébrés dans la zone littorale des lacs. Ces derniers jouent un rôle clé dans cette zone car ils peuvent potentiellement contrôler la production primaire benthique (James et al., 2000), recycler les détritus (Weatherhead et James, 2001) et jouer un rôle intermédiaire entre les producteurs primaires et des espèces exploitées, puisqu’ils constituent notamment la source de nourriture de nombreux poissons (Pinel-Alloul., 1995; Weatherhead et James, 2001). Alors que les premières recherches effectuées dans le domaine de l’écologie des macro-invertébrés benthiques suggéraient que les communautés biologiques lacustres étaient uniquement le produit d’interactions entre les espèces, des recherches plus récentes tendent à montrer aussi l’importance de facteurs régionaux dans la régulation de l’organisation des communautés benthiques (Allan et Johnson, 1997; Huryn et al., 2002; Johnson et al., 2004). Les macro-invertébrés benthiques utilisent différents types de nourriture, allant de la nourriture vivante, animale ou végétale, aux innombrables formes de détritus (Rosenberg et Resh, 1993). Chacun de ces types de nourriture dépendent, de par leur origine et leur devenir, de la productivité du lac et de son bassin versant.
Influences de l’utilisation du sol sur les milieux aquatiques
La nature de l’utilisation des bassins versants’ est de plus en plus prise en compte dans les études portant sur les écosystèmes aquatiques. Il y a plus de 30 ans, Hynes (1975; tel que cité par Allan et Johnson, 1997) écrivait déjà que « in every aspect, the valley rules the stream» (sur tous les aspects, la vallée mène la rivière). Bien qu’à l’époque, et jusqu’à tout récemment, l’utilisation du territoire ne constituait qu’ une information parmi tant d’autres, ce champ de connaissances progresse aujourd’hui rapidement. De nos jours, les perturbations humaines du paysage sont reconnues comme ayant des impacts étendus et généralement négatifs sur la santé des écosystèmes aquatiques (e.g. Burt et al., 1991; Casper, 1994; Allan et Johnson, 1997; Cooke et Prepas, 1998; Johnson, 1998; Johnson et al., 2004; Cuffney et al., 2005). Par exemple, l’augmentation des aires urbanisées favorise l’érosion des berges, pouvant conduire ultimement à la destruction des habitats aquatiques (Gresens et al., 2007).
L’artificialisation des bandes riveraines, résultat fréquent de l’urbanisation, réduit la capacité des sols et de la végétation à filtrer les sources diffuses de pollution avant qu’elles n’entrent dans les cours d’eau (Cuffney et al., 2005). De plus, les eaux usées urbaines, injectées en milieu aquatique, entraînent des apports élevées de sels, de métaux et d’hydrocarbures qui peuvent limiter la reproduction et la croissance des organismes aquatiques (Brodersen et al., 1998; Paul et Meyer, 2001). Certaines activités telles que l’agriculture amplifient les apports de nutriments tels que le phosphore et l’azote dans le milieu aquatique. Ces derniers stimulent la production primaire et accélèrent ainsi l’eutrophisation des eaux de surface (Johnson et Gage, 1997; Cooke et Prepas, 1998).
Facteurs influençant la distribution des macro-invertébrés benthiques
Les macro-invertébrés littoraux lacustres suivent des patrons de distribution spatiale hétérogènes qui coïncident avec l’hétérogénéité tant des facteurs biotiques qu’abiotiques (Heino, 2000). La complexité des habitats littoraux semble avoir des conséquences importantes pour la structure des communautés d’invertébrés (Heino, 2000; Weatherhead et James, 2001; White et Irvine, 2003; Johnson et al., 2004). La présence de macrophytes (Heino, 2000; Della Bella et al., 2005; Garcia-Criado et Trigal., 2005), le type de substrat (Weatherhead et James, 2001; White et Irvine, 2003; Johnson et al., 2004), la production primaire (Brodersen et al., 1998), les apports de matière allochtone (Beaty et al., 2006), l’action des vagues, la taille et la profondeur moyenne des lacs (Brodersen et al., 1998; Weatherhead et James, 2001; Johnson et al., 2004; Beaty et al., 2006) et la concentration en oxygène dissous (Dinsmore et al., 1999) ne sont que quelques-uns des facteurs qui peuvent influencer les patrons de distribution spatiale des macro-invertébrés littoraux. Le couplage entre les habitats terrestres et aquatiques suggère que les macro-invertébrés benthiques devraient aussi être influencés par les caractéristiques du territoire, ne serait-ce que par les modifications à l’échelle de leurs habitats.
Les macro-invertébrés benthiques comme indicateurs de l’intégrité biotique
L’idée que certains organismes puissent témoigner de la qualité du milieu est bien établie. En effet, la présence d’une espèce dans un habitat donné suggère que cet habitat présente les caractéristiques nécessaires à la survie de cette espèce (e.g. Cao et al., 1996; Royer et al., 2001 ; Wetzel, 2001 ; Blocksom et al., 2002). En connaissant les préférences quant à l’alimentation et aux variables d’habitat d’une espèce, et, par le fait même, sa tolérance aux perturbations environnementales, il devient possible de faire des liens entre la présence de cette espèce et les conditions de son environnement. En milieu aquatique, les microalgues et les macro-invertébrés sont les deux groupes d’organismes sentinelles utilisés pour évaluer la qualité de l’eau (Rosenberg et Resh, 1993). En pratique, cependant, les macro-invertébrés sont de loin le groupe d’organismes le plus fréquemment utilisé pour ce type d’évaluation (Royer et al., 2001; Klemm et al., 2003).
Tel que cité précédemment, ces derniers présentent plusieurs avantages qui expliquent leur popularité: ils sont sensibles à divers types de polluants et à un large éventail de types et de niveaux de stress; ils sont omniprésents, abondants, relativement faciles à récolter et leur identification n’est pas aussi ardue que celle des microorganismes autotrophes; leur mobilité est réduite, ce qui en fait des bons témoins des conditions locales de l’environnement et leur durée de vie, suffisamment longue, en fait de bons intégrateurs des variations de l’environnement pour procurer une information sur la qualité de l’environnement (Metcalfe, 1989; Rosenberg et Resh, 1993; Klemm et al., 2003).
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Table des matières
CHAPITRE 1 INTRODUCTION GÉNÉRALE
Influences de l’utilisation du sol sur les milieux aquatiques
Les macro-invertébrés benthiques, composantes biologiques clés des écosystèmes aquatiques
Facteurs influençant la distribution des macro-invertébrés benthiques
Les macro-invertébrés benthiques comme indicateurs de l’intégrité biotique
Problématique générale
Objectifs du projet de recherche et hypothèses associées
CHAPITRE 2 BENTHIC MACROINVERTEBRA TES AS INDICA TORS OF HUMAN IMPACTS ON INTEGRITY OF 20 LAKES IN EASTERN QUÉBEC: A COMPARATIVE CATCHMENT APPROACH
Abstract
Introduction
Methods
Statistical analyses
Results
Discussion
Conclusion
Acknowledgements
References
CHAPITRE 3 CONCLUSION DU MÉMOIRE
Limitation de l’étude
Contribution principale
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