# Effets des barrages de la Sélune sur le fonctionnement des réseaux trophiques: état des lieux pré-arasement

Jean-Marc Roussel, Julie Coudreuse, Caroline Gorzerino, J.M. Paillisson, A.

Pannard, Eric Petit, C. Piscart, Maxime Poupelin

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## To cite this version:

Jean-Marc Roussel, Julie Coudreuse, Caroline Gorzerino, J.M. Paillisson, A. Pannard, et al.. Effets des barrages de la Sélune sur le fonctionnement des réseaux trophiques: état des lieux pré-arasement. [Rapport de recherche] Agence de l'Eau Seine-Normandie. 2019, pp.133. hal-03357189

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Effets des barrages de la Sélune sur le fonctionnement des
réseaux trophiques : état des lieux pré-arasement

Rapport final de l'étude 2014-2019

Jean-Marc Roussel¹,², Julie Coudreuse¹, Caroline Gorzerino¹, Jean-Marc Paillisson³,
Alexandrine Pannard³, Eric Petit¹, Christophe Piscart³, Maxime Poupelin¹

1. UMR ESE Ecologie et Santé des Ecosystèmes (INRA / Agrocampus-Ouest, Rennes)

2. Pole de Gestion des Migrateurs Amphihalins dans leur Environnement (AFB / INRA / Agrocampus Ouest / Univ Pau Pays de l'Adour, Rennes)

3. UMR ECOBIO Ecosystèmes, Biodiversité, Evolution (CNRS / Université Rennes 1, Rennes)

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Présentation du rapport :

<table><tr><td>Résumé</td><td>3</td></tr><tr><td>Présentation de l'étude</td><td>4</td></tr><tr><td>Contexte</td><td>4</td></tr><tr><td>Rappel de l'objectif général de l'étude</td><td>4</td></tr><tr><td>Moyens mis en œuvre</td><td>4</td></tr><tr><td>Organisation du rapport final de l'étude</td><td>5</td></tr><tr><td>Résultats obtenus</td><td>7</td></tr><tr><td>Une grande variabilité physicochimique sur le bassin versant</td><td>7</td></tr><tr><td>Des discontinuités fonctionnelles sur l'axe amont-aval</td><td>8</td></tr><tr><td>Le fonctionnement des écosystèmes lacustres</td><td>9</td></tr><tr><td>Des communautés différentes entre les lacs et le fleuve</td><td>11</td></tr><tr><td>Quelles différences pour l'écosystème lotique à l'aval des lacs actuels ?</td><td>12</td></tr><tr><td>Quelles différences de fonctionnement sur les affluents par rapport au fleuve ?</td><td>14</td></tr><tr><td>L'analyse de l'ADN dans l'eau permet-elle de détecter l'écrevisse invasive ?</td><td>20</td></tr><tr><td>Quel effet l'écrevisse du Pacifique a-t-elle sur les réseaux trophiques ?</td><td>22</td></tr><tr><td>Conclusion</td><td>23</td></tr><tr><td>Bibliographie</td><td>25</td></tr><tr><td>Annexes</td><td>26</td></tr><tr><td>Rapport d'avancement 2015</td><td>27</td></tr><tr><td>Rapport d'avancement 2016</td><td>28</td></tr><tr><td>Rapport d'avancement 2017</td><td>29</td></tr><tr><td>Documents complémentaires au rapport final</td><td>30</td></tr></table>
Résumé

Ce rapport présente les recherches menées pendant 5 années sur le fonctionnement des écosystèmes aquatiques de la Sélune. Il offre un état des lieux de la situation écologique avant la disparition des deux grands lacs sur son cours principal, l'arasement des barrages et la remise en continuité source-océan. Les principaux résultats sont présentés de manière synthétique, un ensemble plus détaillé (notamment donné dans les rapports intermédiaires annuels) étant annexé à ce rapport final. Par une approche à l'échelle du bassin versant (incluant le cours principal du fleuve, ses affluents et ses lacs), les biocénoses aquatiques au sens large, des microorganismes photosynthétiques aux poissons, ont été étudiées sous l'angle de la structure des communautés par des inventaires dans chaque groupe, sous l'angle des fonctions écologiques comme l'activité photosynthétique et la dégradation de la matière organique, ou encore sous l'angle du fonctionnement des réseaux trophiques grâce à l'étude des isotopes stables. Un travail spécifique sur l'écrevisse invasive, dont on pense qu'elle peut modifier fortement les biocénoses natives et les équilibres écologiques, a été mené en parallèle.

Les principaux résultats mettent en évidence les ruptures de continuité amont-aval et aval-amont engendrées par les barrages actuels, et leurs conséquences en matière de fonctionnement écologique. Notamment, on met en évidence une forte production dans les lacs, dont la tendance eutrophe se traduit de manière récurrente par l'apparition de blooms à cyanobactéries. Le blocage du transfert naturel des nutriments marins vers l'amont via les poissons diadromes est souligné. Le fonctionnement forcé de l'écosystème lotique à l'aval des barrages actuels est analysé. On relève aussi que les ressources trophiques disponibles à l'amont des barrages, dans le cours principal ou dans les affluents, sont propices à accueillir les populations de poissons diadromes dès la remise en continuité. Enfin, on estime que les fortes abondances d'écrevisses du Pacifique dans les cours d'eau à l'amont des barrages n'entrainent pas de bouleversement majeur du fonctionnement actuel des réseaux trophiques.

Le rétablissement des continuités écologiques amont-aval et aval-amont va permettre de gommer certaines spécificités du fonctionnement écologique du fleuve actuellement observées à l'aval des barrages. Les nouveaux habitats lotiques dans les gorges de la Sélune devraient être propices en terme de production de nourriture pour les juvéniles de poissons migrateurs, saumon en particulier, alors que les affluents en tête de bassin versant seront favorables à l'établissement de l'anguille. Ces espèces diadromes vont modifier la pression de prédation sur les réseaux trophiques à l'amont, et l'une des conséquences prévisibles est la baisse des abondances d'écrevisses, dont l'anguille est consommatrice. Le risque de mise en place d'un écosystème instable, avec notamment l'apparition de bloom à cyanobactérie, semble mineur. Une attention particulière devra toutefois être portée sur l'évolution du silure à l'aval des gorges, dont la présence d'une population naturalisée et fonctionnelle est confirmée par des observations récentes sur le terrain.

Ainsi, les recherches réalisées dans le projet « réseaux trophiques » ont révélé certains traits principaux de fonctionnement et de disfonctionnement des écosystèmes aquatiques de la Sélune en présence des barrages et de leurs lacs. Cet état des lieux donne des éléments clés pour comprendre la restauration fonctionnelle de l'écosystème dans les années qui suivront la remise en continuité écologique par l'arasement des barrages.
# Présentation de l'étude

## Contexte

Le projet sur les réseaux trophiques s'intéresse aux biocénoses aquatiques présentes sur la Sélune dans une approche large, allant des microorganismes aux poissons, dans les affluents et le fleuve lui-même de sa source à l'entrée dans l'estuaire. Sans focaliser sur un groupe taxonomique ou une communauté d'espèces en particulier, la démarche vise à étudier les interactions entre ces composantes biologiques, avec pour objectif principal de comprendre le fonctionnement général de l'écosystème. Les interactions trophiques sous-tendent en grande partie les équilibres (et les déséquilibres) que l'on peut observer au sein des écosystèmes. En décrivant le fonctionnement des écosystèmes, ce type d'approche sur les réseaux trophiques est souvent qualifiée de fonctionnelle. A l'étude des communautés aquatiques et leurs interactions, des mesures complémentaires peuvent être faites sur certaines fonctions essentielles de l'écosystème. Pris dans son ensemble, le travail sur les réseaux trophiques doit nous permettre de comprendre les équilibres dans les écosystèmes aquatiques, des têtes de bassin versant jusqu'à l'aval du fleuve, avant (état des lieux) et après (restauration du fleuve) remise en continuité par arasement des barrages.

Les recherches engagées sur la période 2014-2019 visent à faire un état des lieux sur le fonctionnement des écosystèmes aquatiques de la Sélune avant arasement. Notamment, elles doivent apporter des réponses aux questions génériques suivantes : quel rôle jouent les barrages et leurs lacs dans l'organisation des biocénoses aquatiques dans le fleuve, et dans le fonctionnement de cet écosystème ? Comment l'écosystème rivière se restaure-t-il à l'emplacement précis d'un lac de barrage après vidange ? Quels rôles ont certaines espèces clés (notamment les poissons amphihalins et les espèces invasives) dans les équilibres écologiques ? Quelles conséquences peut-on attendre des opérations de démantèlement de barrages, des têtes de bassin versant à l'entrée de l'estuaire, sur ces biocénoses et le fonctionnement de l'écosystème fleuve reconnecté à l'océan ?

Dans une perspective plus lointaine, cet état des lieux devra permettre de suivre les modifications engendrées par la restauration des continuités écologiques, et notamment les nouveaux équilibres qui s'installeront au sein des biocénoses aquatiques du fleuve restauré.

## Rappel de l'objectif général de l'étude

Suivant le calendrier initial du démantèlement, la période du projet (2014-2019) devait couvrir le retour à des habitats d'eau courant à l'emplacement de l'ancien lac de l'amont (lac de Vezins). Compte tenu des retards sur les opérations de démantèlement, l'objectif de suivre la mise en place des nouveaux équilibres trophiques dans les néo-habitats d'eau courante n'a pas été possible. Ainsi, les recherches se sont attachées à établir, avant les opérations de vidange et la remise en continuité écologique, un état de lieux des réseaux trophiques et du fonctionnement de l'écosystème aquatique sur le fleuve (hors estuaire), ses affluents et dans les lacs de barrage.

## Moyens mis en œuvre

Pour parvenir à cet objectif, nous avons travaillé sur un ensemble de 16 stations de référence, réparties sur le cours principal du fleuve (6 stations) et sur certains de ses affluents (10 stations, Figure 1). Les différentes méthodologies qui ont été déployées pour l'étude des réseaux trophiques sont listées ci-dessous, sachant que plus de précisions sont données au fil des différentes parties de ce rapport :

- Des mesures de la qualité physicochimique de l'eau, notamment température, oxygène dissous, pH, conductivité et concentration en nutriments (orthophosphates, nitrates, phosphore et azote totaux dissous et particulaires).

- Des inventaires de communautés grâce à des protocoles dédiés selon les groupes taxonomiques ciblés, microorganismes photosynthétiques, plantes aquatiques, macroinvertébrés, macrocrustacés et poissons. Dans chaque cas, les communautés ont été décrites sous l'angle trophique, sur la base des connaissances a priori sur leur physiologie, leurs traits alimentaires et groupes fonctionnels, et des biomasses impliquées.
- Une estimation de deux fonctions essentielles de l'écosystème, la dégradation de la matière organique grossière (litière de feuilles d'arbre) par la voie détritique, et l'activité photosynthétique des microorganismes et des biofilms de la voie algale.

- Une analyse des interactions trophiques par la méthode des isotopes stables. Cette méthode offre l'avantage de révéler la configuration générale des réseaux trophiques et les voies de transfert de l'énergie au sein des réseaux. Elle simplifie néanmoins à l'extrême la lecture des interactions trophiques, et ne permet pas d'étudier les relations proies-consommateurs.

Il était initialement prévu d'étudier les prédateur-proie par la recherche d'ADN de proies dans les contenus digestifs des consommateurs (ADN alimentaire). Ce travail n'a cependant pas été développé dans le cadre du projet, car des premiers essais ont rapidement soulignés des difficultés techniques dont la résolution aurait nécessité un investissement technique au-delà de la programmation initiale.

De plus, des investigations supplémentaires ont été faites au-delà des 16 stations de référence. Il s'agissait notamment :

- D'étudier les variations des isotopes stables le long du continuum source-estuaire pour souligner d'éventuelles discontinuités fonctionnelles de l'écosystème aquatique. Pour cela, un maillage plus dense de stations a été réalisé (Figure 1), en ne ciblant certains taxons clé.

- De mettre à jour la distribution spatiale des écrevisses invasives sur le bassin de la Sélune, par l'analyse des données historiques existantes, par piégeages in situ et grâce à la mise au point d'une méthode de détection par recherche d'ADN dans des prélèvements d'eau (ADNe), en ciblant notamment les confluences affluents/fleuve (Figure 2).

Ce travail particulier sur les écrevisses invasives se justifiait par la capacité avérée de ces espèces à modifier fortement l'écosystème qui les héberge. L'écrevisse du Pacifique, *Pacifastacus leniusculus*, a été particulièrement ciblée, ses abondances pouvant être fortes par endroit sur le bassin de la Sélune.

Pour finir, il convient d'ajouter qu'un projet parallèle a été réalisé dans la partie maritime de la Sélune et la Petite Baie du Mont Saint-Michel, sur la période 2016-2017. Une équipe Agrocampus-Ouest et IFREMER Dinard a réalisé des inventaires de communautés benthiques (invertébrés et poissons) et elle a procédé à l'étude des réseaux trophiques par analyse des contenus stomacaux et des isotopes stables (convention n° 1 066 356). Les résultats et les conclusions ne sont pas présentés ici, les deux projets ayant été conduits de manière autonome.

## Organisation du rapport final de l'étude

L'étude sur les réseaux trophiques de la Sélune a donné lieu à la rédaction de 3 rapports d'avancement en 2016, 2017 et 2018. Ils présentent les méthodes mises en œuvre et les résultats intermédiaires obtenus. Ils sont annexés à ce rapport final, de même que certains documents complémentaires ayant servi à sa rédaction. Ceci permet d'avoir l'ensemble de la production du projet dans un document unique.

Pour préparer le document principal de ce rapport final, le parti pris a été celui d'une présentation sélective des résultats des recherches réalisées. En effet, pour être complémentaire aux rapports intermédiaires, il est important de mettre l'accent sur les convergences (ou les dissonances) majeures des résultats obtenus lors des multiples investigations réalisées. Ceci doit permettre de souligner particulièrement les principaux éléments obtenus, et ainsi l'apport de connaissance sur le fonctionnement des écosystèmes aquatiques de la Sélune avant sa remise en continuité. Aussi, certains détails méthodologiques et résultats intermédiaires ou non concluants sont volontairement omis dans ce rapport. Ils peuvent être retrouvés cependant en annexe.
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**Figure 1.** Les stations principales de l'étude sur les communautés aquatiques et le fonctionnement des réseaux trophiques, en affluents (orange, 10 stations), sur le fleuve (vert, 4 stations) et dans les lacs (jaune, 2 stations). Les stations supplémentaires pour l'étude des profils isotopiques le long du continuum amont-aval sont indiquées en violet (13 stations).

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**Figure 2.** Les stations supports de l'étude sur la distribution de l'écrevisse du Pacifique par détection moléculaire.
Résultats obtenus

Une grande variabilité physicochimique sur le bassin versant

Les affluents et le cours principal de la Sélune ont été échantillonnés en début d'été 2015 et 2016. Les paramètres physico-chimiques des stations d'étude ont été caractérisés (température, conductivité, pH, oxygène dissous et turbidité) grâce à une sonde multiparamétrique (Idronaut). Des prélèvements d'eau ont également été effectués afin d'analyser les concentrations en nutriments. On remarque que les eaux présentent des caractéristiques physico-chimiques proches d'une année à l'autre, comme indiqué par la proximité des points sur l'analyse en composante principale (Figure 3). Cinq groupes se singularisent : les lacs des barrages de Vezins et Roche-qui-Boit, la station de Signy (aval des barrages), le ruisseau de Chenilly, le ruisseau de l'Ivret, et le reste des stations sur le fleuve et les affluents situés à l'amont des lacs. Le ruisseau de Chenilly, qui fait l'objet d'un captage d'eau potable, présente une conductivité et des concentrations en azote les plus faibles. Les lacs des barrages et le fleuve à leur aval (station Signy) présentent les eaux les moins oxygénées et les concentrations les plus faibles en phosphore dissous. On remarque aussi que les lacs agissent en séquestrant les nutriments phosphorés, ce qui n'est pas le cas pour les nutriments azotés (Figure 4).

<figure><img src="image_14.png" /><figcaption>**Figure 3.** Analyse en composante principale (ACP) des caractéristiques physico-chimiques des eaux des affluents et du cours principal (mesurées en juin 2015 et 2016). [STH = SEL10 Saint-Hilaire, REP = SEL19 Pont de la République, VEZ = SEL23 lac de Vezins, RquiB = SEL25 lac de Roche-qui-Boit, Signy = SEL12 Pont de Signy, Sel Amont = SEL05]</figcaption></figure>

<figure><img src="image_15.png" /><figcaption>**Figure 4.** Concentration en nutriments aux différentes stations : (a) concentration en nitrates et azote total dissous et (b) concentrations en orthophosphates et phosphore total dissous.</figcaption></figure>

La température, le pH et le phosphore particulaire n'ont pas contribué à la distinction des masses d'eaux, probablement à cause de leur forte variabilité temporelle qui aurait nécessité des enregistrements plus
fréquents (des valeurs ponctuelles ne sont pas suffisantes). Cependant, les suivis plus fréquents
réalisés dans le cadre de l'Observatoire de l'Environnement mis en place sur la Sélune montrent
clairement que les lacs réchauffent l'eau du fleuve à l'aval, capturent la silice (production de diatomées
dans les lacs) et les matières en suspension (décantation dans les lacs).

Des discontinuités fonctionnelles sur l'axe amont-aval

Les variations de proportion des isotopes stables du carbone et de l'azote dans les tissus des organismes permettent de détecter l'origine de l'énergie qui alimente les réseaux trophiques, et de retracer les chaines alimentaires en indiquant le niveau trophique des organismes (DeNiro et Epstein 1981; Person et Fry 1987). Ici, l'objectif est de fournir un état de référence isotopique des biocénoses aquatiques sur le cours principal de la Sélune, le long d'un profil allant de la source à la limite amont de l'estuaire, avant la remise en continuité par enlèvement des barrages. L'hypothèse est que la présence des barrages et de leurs lacs entrainent des variations des signatures isotopiques dans les organismes aquatiques, s'écartant alors de l'attendu théorique d'un continuum isotopique entre la source et l'estuaire. Deux campagnes d'échantillonnage (printemps 2014 et 2015) de poissons, invertébrés et plantes aquatiques ont été faites sur 13 stations du cours principal (voir Figure 1). Pour les poissons, des espèces benthiques invertivores, a priori peu mobiles dans le cours d'eau, ont été choisies : le chabot Cottus gobio et la loche Barbatula barbatula. Pour les invertébrés, des consommateurs primaires ont été retenus, soit des herbivores (Ephemerellidae, Baetidae, Heptagenidae), soit des détritores/omnivores (Limnephilidae, Gammaridae, Sericostomatidae) pour couvrir les deux principales voies d'assimilation de l'énergie (voie algale et voie détritique). Enfin des macrophytes du genre Callitriche ont été prélevées pour obtenir un signal isotopique venant des producteurs primaires. En 2016, des prélèvements complémentaires ont été faits sur les mêmes stations et 3 stations supplémentaires dans les lacs pour échantillonner la matière organique particulaire (MOP) en suspension par filtration d'eau. L'ensemble de ces échantillons a été préparé en laboratoire (nettoyage, lyophilisation, broyage et encapsulation en feuille d'étain), puis analysés en spectrométrie de masse par un laboratoire spécialisé (Sinlab, Université du New Brunswick, CAN).

D'une manière générale, les résultats isotopiques montrent une nette différence dans les rapports isotopiques du carbone et de l'azote entre les consommateurs primaires (invertébrés) et les consommateurs secondaires (poissons), ce qui est conforme aux attentes d'un fractionnement isotopique selon les niveaux trophiques. Ces différences le long des chaines alimentaires sont assez similaires quelle que soit la station le long du gradient amont-aval. Pour le carbone, malgré de fortes variations des valeurs entre les stations de l'amont des barrages, les résultats indiquent une assez bonne stabilité des signaux isotopiques sur le gradient amont-aval. A noter une valeur très élevée dans le prélèvement de MOP dans le lac de Vezins au niveau du Pont de la République, suggérant une forte activité photosynthétique par le phytoplancton et l'incorporation de C atmosphérique dans les chaines alimentaires aquatiques, comme mis en évidence dans d'autres cas (Roussel et al. 2014).

Pour l'azote en revanche, la discontinuité isotopique entre l'amont et l'aval des barrages est bien marquée (Figure 5), les valeurs étant systématiquement enrichies en isotope lourd à l'aval. Cela indique que les chaines alimentaires à l'aval des barrages sont alimentées par des nutriments azotés d'une origine différente. Deux explications peuvent être avancées : 1- soit il s'agit d'un effet lié à la présence et au fonctionnement écologique des deux lacs sur les chaines alimentaires de la rivière à leur aval, 2- soit cet enrichissement a une origine marine et serait le résultat d'une accumulation d'isotopes lourds de l'azote sous le barrage aval. S'il est pour l'instant difficile de choisir l'une ou l'autre des hypothèses, celle d'une discontinuité de propagation vers l'amont des nutriments d'origine marine est très plausible. Elle est étayée par une littérature abondante sur le rôle des espèces amphihalines dans la dispersion de nutriments depuis l'océan vers les écosystèmes aquatiques continentaux. Dans notre cas, l'hypothèse est renforcée par le nombre d'espèces diadromes actuellement bloquées au pied des barrages, qu'elles soient anadromes (le saumon Atlantique Salmo salar, la lamproie marine Petromyzon marinus, la grande alose Alosa alosa) ou catadromes (l'anguille européenne Anguilla anguilla).

Si l'hypothèse d'un blocage du transfert des nutriments marins vers les chaines alimentaires des cours d'eau est la bonne, on devrait assister à une modification du signal isotopique de l'azote à l'amont des barrages après ouverture. Dans ce cas, le profil isotopique amont-aval, tel que mis au point dans ce travail, se révélera être un outil performant pour détecter et quantifier les discontinuités fonctionnelles océan-cours d'eau et leur restauration dans le contexte des fleuves côtiers où des barrages sont érigés.
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**Figure 5.** Proportion (‰, axes des ordonnées) en isotopes lourds de l'azote (notation conventionnelle δ¹⁵N) dans les organismes aquatiques collectés sur le cours principal de la Sélune à différentes stations, depuis la limite de salure des eaux (notée KM zéro en abscisse) jusqu'à la source (KM 90). A l'emplacement des lacs de retenus (du kilomètre 15 au kilomètre 45) seuls des prélèvements de matière organique particulaire (MOP, en jaune) ont été faits. Les organismes aquatiques sont classés en 3 catégories, les producteurs primaires (plantes aquatiques, en vert), les invertébrés benthiques de régime herbivore ou détritivore (en gris) et les poissons qui les mangent (en rouge).

## Le fonctionnement des écosystèmes lacustres

Différents compartiments planctoniques et benthiques ont été étudiés entre 2014 et 2017 dans les stations SEL10, SEL19, SEL23, SEL25 et SEL12 de Saint-Hilaire (amont) à Pont de Signy (aval). Pour le phytoplancton, des prélèvements d'eau ont été réalisés, puis la biomasse a été mesurée *in situ* grâce à une sonde de fluorescence (Idronaut), et *ex situ* par des mesures de fluorescence au phytoPAM (Phyto Pulse Amplitude Modulated) et des dosages de chlorophylle a en laboratoire. Les mesures au phytoPAM ont permis de séparer trois principaux groupes taxonomiques (Chlorophytes, Cyanobactéries avec phycocyanine, Diatomées) en se basant sur leurs spectres d'absorption et d'émission aux longueurs d'ondes de la chlorophylle a et de pigments accessoires spécifiques. Les peuplements planctoniques ont aussi fait l'objet d'un comptage au microscope optique pour confirmation de la structure des communautés. Les densités d'espèces dans la colonne d'eau ont été exprimées en nombre de cellules par ml. La structure des communautés a été décrite d'un point de vue fonctionnel selon la méthodologie développée par Kruk et al. (2010). Enfin, la biomasse et la composition du zooplancton ont également été suivies à chaque station, à partir d'échantillons collectés grâce à une trappe Schindler-Patalas d'un volume de 30 L. Le zooplancton a été fixé à l'éthanol 50-70% puis identifié sous loupe binoculaire.

Pour l'étude du périphyton (partie photosynthétique), des substrats artificiels (lame de verre) ont été mis en place sur les différentes stations afin de pallier l'éventuelle absence de substrat à racler et de pouvoir standardiser et comparer les différentes stations. Après 1 mois d'immersion, les lames ont été retirées et raclées afin de mesurer leur poids sec sans cendre (proportion de matière organique), la chlorophylle a (lyophilisation puis méthode de Lorenzen, 1967) et d'étudier les communautés de diatomées (dénombrement, identification et guildes trophiques selon Rimet et Bouchez, 2012). Enfin, les communautés de macroinvertébrés aquatiques ont été étudiées au printemps et à l'automne, par la pose de substrats artificiels constitués par 3L de galets encagés. Après 1 mois de colonisation sur site, les échantillons ont été récoltés, triés puis déterminés au laboratoire. La biomasse des différents groupes fonctionnels (collecteur, mangeur de dépôts, filtreur, herbivore, prédateur, décomposeur, brouteur) a ensuite été calculée suivant Tachet et al. (2010).
<figure><img src="image_17.png" /><figcaption>**Figure 6.** Isoclines de température, d'oxygène et de fluorescence en fonction de la profondeur et de la saison dans les lacs de barrage (ici, le lac de Vezins). L'apparition des cyanobactéries est également indiquée.</figcaption></figure>

Les deux lacs de barrage présentent des profondeurs variables (maximum 16m et 36 m pour La Roche qui Boit et Vezins, respectivement) mais la dynamique de stratification thermique saisonnière y est comparable. Cependant, la couche de mélange (épilimnion) est un peu moins profonde dans La Roche qui Boit. Cette stratification thermique saisonnière limite les échanges verticaux et entraîne une réduction des concentrations en oxygène dès la thermocline dans les eaux du métalimnion et de l'hypolimnion (voir Figure 6 pour le lac de Vezins). L'hypolimnion est dominé par les processus de décomposition de la matière organique et par la respiration des microorganismes, qui appauvrissent le milieu en oxygène alors que des sur-saturations en oxygène liées à la production primaire dans l'épilimnion sont possibles mais restent ponctuelles.
A l'échelle saisonnière, la biomasse totale de phytoplancton dans les barrages suit le rayonnement solaire, avec deux chutes de biomasse en juin et plus tardivement dans l'été liées à un fort développement du zooplancton consommateurs du phytoplancton et à son effondrement (cycle prédateur-proie). Une telle succession saisonnière est typique de plans d'eau profonds mésotrophes à eutrophes. De plus, les forts apports en nutriment par le fleuve à l'amont des lacs et les courts temps de transit de l'eau dans les lacs tendent à rompre la dépendance du phytoplancton vis-à-vis des nutriments profonds issus de la minéralisation de la matière organique dans l'hypolimnion. L'essentiel de la production de phytoplancton se trouve donc dans la couche de mélange au-dessus de la thermocline, ce qui est également symptomatique du statut mésoeutrophe à eutrophe de ces lacs.

La plus forte productivité du phytoplancton en surface indique aussi que la lumière est un facteur limitant de la photosynthèse. Les espèces dominantes du phytoplancton sont caractéristiques de milieux turbides mélangés, par exemple *Limnothrix*, *Planktothrix* et *Pseudanabaena*. Ainsi, la biomasse de phytoplancton dans les barrages est contrôlée par la lumière disponible dans l'épilimnion, par la disponibilité en phosphates et enfin par la biomasse de zooplancton, principal consommateur du phytoplancton. A noter que l'année 2016 a été marquée par un bloom de *Planktothrix agaardhii* et *Aphanizomenon gracile* dans une moindre mesure, alors qu'en 2015 un bloom de *Microcystis* fort mais localisé a été observé à l'extrême amont du lac de Vezins (Figure 6). Cette zone est particulièrement sensible à l'apparition de cyanobactéries potentiellement toxiques du fait de l'éclaircissement rapide des eaux par décantation et l'arrivée de nutriment en provenance du fleuve ; l'apparition de blooms estivaux y est donc récurrente.

Des communautés différentes entre les lacs et le fleuve

Les communautés autotrophes sont essentiellement phytoplanctoniques et situées dans la colonne d'eau des lacs, par contre les microorganismes autotrophes en rivière se développent sur le substrat. En s'appuyant sur la morphologie du phytoplancton (Kruk et al. 2010), les guildes écologiques des diatomées (Rimet et Bouchez 2012), et les guildes trophiques des invertébrés (Tachet et al. 2010), la structure fonctionnelle des communautés aquatiques en lac et sur le fleuve (amont et aval des lacs) a été comparée pendant deux années (2015 et 2016) et à deux saisons (printemps et automne).

D'une manière générale, les communautés de microorganismes ayant un cycle de vie court peuvent s'ajuster rapidement aux variations interannuelles des conditions météorologiques. Au printemps, les communautés phytoplanctoniques sont caractérisées par des espèces de petite taille dans les sites amont (SEL 10 et SEL19), de grande taille dans les lacs (SEL 25 et SEL23), et à leur aval (SEL 12) dans une moindre mesure. Cela peut signaler des échappements de phytoplancton des lacs, ce qui semble également s'observer à l'automne. Les diatomées benthiques suivent une même tendance à l'augmentation de taille dans les lacs, mais ces communautés sont très différentes d'une année à l'autre, montrant ainsi leur plus grande sensibilité aux variations interannuelles des conditions hydrologiques et météorologiques printanières. D'une manière générale, les microorganismes autotrophes constituent des communautés très différentes entre printemps et automne : les espèces flagellées et taille moyenne (principalement des algues vertes) dominent aux sites amont (SEL10 et SEL19) alors que les diatomées non fixées dominent plus généralement dans les lacs (SEL23 et SEL25) au printemps. On remarque aussi qu'à l'automne, les structures fonctionnelles des diatomées dans le lac aval se rapprochent plus de celles décrites sur les sites en amont. En effet, la déstratification automnale de la masse d'eau, avec son régime turbulent, est sans doute plus favorable aux diatomées à l'automne.

Les communautés de macroinvertébrés sont très proches en 2015 et 2016, mais une forte différence est observée entre stations des lacs (SEL25 et SEL23) et les stations du fleuve (SEL10, SEL12, SEL19) quelle que soit la saison. Au printemps, les brouteurs de biofilms et des décomposeurs dominent dans le fleuve à l'amont et à l'aval des barrages, alors que les filtreurs dominent dans les lacs. A l'automne, les brouteurs restent bien représentés, mais les filtreurs remplacent les décomposeurs dans les stations du fleuve, alors que les mangeurs de dépôt remplacent les filtreurs dans les lacs. Ces variations saisonnières s'expliquent par l'adéquation simple entre les consommateurs invertébrés et les ressources basales. En effet, la diminution des décomposeurs dans le fleuve à l'automne est à rapprocher de l'absence des matières organiques grossières, les nouvelles litières de feuille d'arbre n'offrant pas encore une ressource suffisante. Dans les lacs, la mortalité et sédimentation massive du phytoplancton à l'automne a déplacé cette ressource trophique de la colonne d'eau vers le substrat, favorisant ainsi les mangeurs de dépôts.
Une fois les barrages retirés, la rétention du phosphore et des matières en suspension va disparaître et une eau riche en nutriments mais plus limitée en lumière va courir à l'emplacement des lacs actuels et à leur aval. Sur les futures zones dénoyées et euphotiques, il est attendu que le biofilm se redéveloppe, favorise la fixation du phosphore libéré par l'arasement, et alimente de manière préférentielle les réseaux trophiques lotiques via la voie algale (invertébrés de type brouteurs / racleurs). L'arasement des barrages va aussi entraîner l'évacuation des cyanobactéries de la masse d'eau et pour partie celles présentes dans le sédiment (cellules de dormance). Avec les nouvelles conditions hydrologiques (temps de résidence beaucoup plus faible, turbidité plus fortes et conditions turbulentes), le développement des cyanobactéries comme *Microcystis* reste peu probable. Certaines espèces déjà présentes et caractéristiques de milieux turbides et turbulents, comme *Planktothrix agardhii*, pourraient par contre se maintenir, mais les conditions globales seront peu favorables à l'apparition de bloom.

Quelles différences pour l'écosystème lotique à l'aval des lacs actuels ?

La structure des communautés des microorganismes autotrophes et des macroinvertébrés s'avère difficile à interpréter pour identifier des différences de fonctionnement entre les stations lotiques à l'amont et à l'aval immédiat des lacs. Il convient donc de regarder si les biomasses produites d'une part, et d'autre part l'activité photosynthétique (voie algale) et la dégradation de la matière organique (voie détritique), sont plus sensibles. Les biomasses du biofilm et du phytoplancton sont élevées dans les lacs (Figure 7), mais les différences constatées entre les stations lotiques de l'amont et de l'aval des lacs actuels restent sans tendance nette. De-même, les activités photosynthétiques sont variables selon les saisons, mais elles apparaissent assez peu contrastées entre les stations lotiques et lentiques. On remarque toutefois qu'au printemps, l'activité photosynthétique du phytoplancton est plus élevée à l'aval des lacs (Signy, SEL 12) qu'à leur amont (SEL10 et SEL5, Figure 7). On note enfin que les relevés de plantes aquatiques (espèces, recouvrement) en 2015 et 2016 ne donnent pas de différences majeures sur la structure de ces communautés à l'amont et à l'aval des lacs actuels.

<figure><img src="image_18.png" /><figcaption>**Figure 7.** Biomasses et activités photosynthétiques du biofilm ( périphyton) et du phytoplancton sur le cours principal de la Sélune. STH (SEL10): Saint-Hilaire ; REP (SEL19): station au niveau du pont de la République ; VEZ (SEL23): barrage de Vezins ; BO (SEL25): barrage de Roche-qui-Boit ; Signy (SEL12) : Pont de Signy.</figcaption></figure>

L'activité de dégradation de la matière organique a été estimée par la méthode des sacs à litière (Piscart et al. 2009). Quatre sacs grillagés (maille 5mm, dimension 12cm de côté) et rempli au préalable d'une masse connue de feuilles d'arbre séchées sont introduits dans l'eau à chaque station. Après 30 jours d'immersion, ces sacs sont retirés et la matière sèche restante est pesée. Si les résultats de dégradation des litières sont très variables d'une année à l'autre (Figure 8), cette activité est néanmoins systématiquement plus forte à l'aval des barrages. De plus, les biomasses d'invertébrés, exprimées en gramme de matière sèche par m², sont relativement équivalents à l'aval et à l'amont des barrages au printemps, mais 2 à 3 fois plus fortes à l'aval des barrages à l'automne (Figure 9). L'ensemble de ces
résultats signale que la station à l'aval des lacs présente des conditions plus favorables aux producteurs primaires (forte activité du phytoplancton), aux macroinvertébrés benthiques (plus forte abondance en moyenne) et à la dégradation de la litière. S'il peut s'agir ici d'un fonctionnement normal, il faut voir toutefois qu'il s'agit d'une situation artificielle liée à la présence des barrages, les stations situées à l'amont des barrages ne présentant pas ces mêmes caractéristiques de fonctionnement.

<figure><img src="image_19.png" /></figure>

**Figure 8.** Activité de dégradation de la matière organique, exprimée en % de masse restante (moyenne +/- erreur standard) par rapport à la masse initialement introduite dans les sacs à litière. SEL10 Saint-Hilaire, SEL19 pont de la République, SEL23 lac de Vezins, SEL25 lac de Roche-qui-Boit, SEL12 Pont de Signy.

<figure><img src="image_20.png" /></figure>

**Figure 9.** Biomasse de macroinvertébrés sur la Sélune, exprimée en g de matière sèche par m² (moyenne +/- erreur standard). SEL10 Saint-Hilaire, SEL19 pont de la République, SEL23 lac de Vezins, SEL25 lac de Roche-qui-Boit, SEL12 Pont de Signy.

L'approche par les isotopes stables confirme la singularité du fonctionnement de l'écosystème à l'aval des barrages actuels. Elle permet notamment d'identifier l'origine du carbone, l'élément constitutif majoritaire dans le vivant, qui alimente les chaines alimentaires. En effet, les producteurs primaires aquatiques (phytoplanctons, diatomées ou macrophytes) fixent par la photosynthèse le carbone inorganique dissous dans l'eau et dont les ratios isotopiques sont différents de ceux de la matière organique détritique. De fait, ces producteurs primaires, ainsi que leurs consommateurs de la voie algale, ont des signatures isotopiques sur le carbone qui diffèrent des consommateurs de matière organique da la voie détritique. A partir des prélèvements d'organismes aquatiques réalisés sur le cours principal
de la Sélune, les valeurs isotopiques du carbone et de l'azote permettent de calculer les niveaux trophiques et l'affinité de chaque organisme à la voie détritique ou à la voie algale. La méthode proposée par Quezada-Romegialli et al. (2018), qui s'appuie sur des modèles de mélange, a été mis en œuvre pour calculer la contribution relative du carbone d'origine algale ou détritique à chaque organisme aquatique. Pour cela, il convient de choisir des taxons consommateurs primaires consommant exclusivement du carbone algal ou détritique, qui servent à caler les sources basales et calculer les niveaux trophiques. Nous avons considéré les invertébrés brouteurs des genres *Serratella* et *Baetis* comme représentants de la voie algale, à l'opposé des genres appartenant à la famille des *Limnephilidae* comme représentants de la voie détritique. En considérant un fractionnement isotopique de 3,4‰ δ¹⁵N sur l'azote et 0.4‰ δ¹³C sur le carbone entre chaque niveau trophique selon Post (2002), les modèles révèlent que la voie algale est prépondérante dans le réseau trophique à l'aval des barrages (Pont de Signy) contrairement à l'amont (Figure 10). Les lacs de barrage retiennent une partie des nutriments, ils retiennent aussi les sédiments naturellement en transit vers l'aval. Ainsi privé de cette ressource détritique, les stations aval où l'eau décantée est plus claire semble plus propices au développement des producteurs primaires et donc à la voie algale.

<figure><img src="image_21.png" /><figcaption>**Figure 10.** Représentation schématique des organismes aquatiques dans un plan bi-varié comprenant le niveau trophique (en ordonnée) et l'origine du carbone (en abscisse, coefficient α) dans les chaines alimentaires de la Sélune. Chaque point représente la position moyenne d'une espèce dans son réseau trophique. SEL12 Pont de Signy ; voir Figure 1 pour le positionnement des stations.</figcaption></figure>

Quelles différences de fonctionnement sur les affluents par rapport au fleuve ?

Suivant le schéma théorique classique, la voie détritique est prépondérante dans les cours d'eau de petite taille situés en tête de bassin versant. Les apports de matière organique par la chute des feuilles d'arbre y sont élevés alors que l'ombrage limite le développement des producteurs primaires. D'une manière générale, la dégradation de la litière de feuilles d'arbre est très variable d'une année à l'autre et d'une station à l'autre dans notre étude (Figure 11). Cependant, cette activité n'apparait pas plus forte dans les affluents que sur les stations lotiques du cours principal de la Sélune. De même, les biomasses de biofilm estimées à partir de l'activité photosynthétique semblent très dépendantes des conditions climatiques vécues les jours précédents les mesures (ensoleillement, température et pluie). Mais contrairement aux attentes, les biomasses de biofilm sont globalement comparables entre le cours principal de la Sélune et ses affluents (Figure 12). Certes l'affluent Ivret présente les biomasses les plus faibles, ce qui est probablement en lien avec la présence d'une ripisylve dense et un ombrage fort, alors que cet affluent se distingue par un fort recouvrement en bryophytes. Les biomasses de biofilm estimées sur les affluents Douenne et Chenilly sont aussi fortes que sur les stations lotiques de la Sélune, et sans lien évident avec les concentrations en nutriments azotés ou phosphorés, ni avec les recouvrements en macrophytes qu'on y observe. Les diatomées dominent la biomasse, avec quelques espèces de Chlorophycées. Des signaux de fluorescence de cyanobactéries sont mêmes observés en affluents, néanmoins ils n'ont pu être validés par les observations directes au microscope. Autre résultat significatif, les biomasses d'invertébrés (tous groupes trophiques confondus) rapportées au mètre carré
de surface de substrat, sont variables mais globalement comparables entre les affluents et les stations lotiques du cours principal de la Sélune (Figure 13), ce qui signifie que la production secondaire y semble équivalente en moyenne. Ainsi, la production primaire et la production secondaire semblent au moins aussi fortes dans les affluents que sur le cours principal de la Sélune à l'amont des barrages.

<figure><img src="image_22.png" /><figcaption>**Figure 11.** Activité de dégradation de la matière organique, exprimée en % de masse restante (moyenne +/- erreur standard) par rapport à la masse initialement introduite dans les sacs à litière sur les affluents.</figcaption></figure>

<figure><img src="image_23.png" /><figcaption>**Figure 12.** Composition du biofilm (périphyton) dans les stations lotiques selon les cyanobactéries synthétisant de la phycocyanine (bleu), les algues vertes (vert) et les diatomées et chrysophycées (marron), mesurée par fluorescence des différents pigments photosynthétiques au phytoPAM. Haut : biomasse cumulée (fluorescence) ; bas : proportion relative.</figcaption></figure>

Pour ce qui concerne l'écrevisse du Pacifique, les inventaires ont été faits à l'aide de pièges grillagés à double entrée (50 x 29 x 19 cm, ouverture de 4 cm, sans appât) qui ont été déployés au printemps 2015 à raison de 30 à 40 pièges par station pendant 24h. Les plus fortes abondances (en nombre d'écrevisses par piège et par 24h) ont été enregistrées sur les stations du cours principal situées à l'amont des lacs de barrage (Figure 14). Certains affluents comme Gueuche, Douenne et Chenilly sont
déjà bien colonisés, alors que d'autres comme Ivret, Argonce et Vaux Roux en sont quasiment
dépourvus. Ces variations sont en partie expliquées par la distribution plus large de cette espèce
invasive sur le bassin versant (voir plus loin dans ce rapport). On remarque qu'aucune capture
d'écrevisse n'a été réalisée sur la station aval des barrages (Pont de Signy, SEL12), ce qui pourrait
s'expliquer par une forte pression de prédation exercée par l'anguille sur l'écrevisse. En effet, l'anguille
n'est présente qu'à l'aval des barrages, avec des biomasses fortes au Pont de Signy (SEL12) et aussi
sur l'Ivret (Figure 14).

<figure><img src="image_24.png" /><figcaption>**Figure 13.** Biomasses de macroinvertébrés dans les stations lotiques des affluents de la Sélune et sur son cours principal, exprimées en g de matière sèche par m² (moyenne +/- erreur standard). Voir Figure 1 pour le libellé et le positionnement des stations.</figcaption></figure>

<figure><img src="image_25.png" /><figcaption>**Figure 14.** Occurrence (% de piège contenant au moins une écrevisse) et abondance (capture par unité d'effort CPUE, exprimée en nombre d'individus par piège et par 24h) de l'écrevisse du Pacifique sur les stations lotiques du cours principal de la Sélune et affluents. Les barres verticales représentent les écarts-types autour des moyennes.</figcaption></figure>

Les communautés de poissons ont été décrites à partir d'inventaires par pêche électrique, réalisés au printemps et en début d'été, 2015 et en 2016. Sur les stations lotiques du cours principal, la méthode des EPA (échantillonnage ponctuel d'abondance) a été retenue. Il s'agit d'appliquer dans l'eau sur chaque station, en 20 points successifs, l'électricité pour tétaniser les poissons présents et les attraper à l'épuisette. Considérant qu'environ 5m² sont échantillonnés à chaque point, une surface de 100 m² est ainsi prospectée sur la station. Il faut noter que cette méthode est mal adaptée pour capturer les poissons de grande taille, comme les subadultes ou adultes d'anguilles et chevesnes dans notre étude. Elle n'est pas adaptée non plus pour caractériser les abondances de juvéniles de lamproie, qui sont de fait largement sous-estimées dans nos résultats. Comme attendu, aucune espèce diadrome n'est relevée sur ces stations à l'amont des barrages, alors que les biomasses d'anguille sont très fortes à l'aval des barrages (Figure 15). De plus, la biomasse de poissons est généralement très basse à Saint-Hilaire du Harcouët (SEL10), probablement en lien avec des perturbations environnementales liées à
la ville (la station est située dans le bourg). Conformément aux attentes, les affluents abritent des
communautés de poissons dominées par 4 espèces, le chabot, la loche, la truite et la lamproie de planer,
et les biomasses de poissons sont assez variables selon les stations (Figure 15). D'une manière
générale, on note que les stations où se trouvent les plus fortes biomasses d'invertébrés au printemps
sont globalement celles où les biomasses de poissons sont les plus élevées (Figure 16). Ce résultat est
cohérent avec l'attendue théorique de transfert de biomasse dans les réseaux trophiques, les stations
où la production secondaire est meilleure hébergent de plus fortes biomasses de poissons. Par ailleurs,
on ne trouve pas de relation entre la biomasse d'invertébrés benthiques et l'abondance des écrevisses
(Figure 16), ni entre biomasse de poissons et abondance d'écrevisses.

<figure><img src="image_26.png" /><figcaption>**Figure 15.** Biomasse (exprimée en g pour 100m² de cours d'eau) des différentes espèces de poissons sur les stations lotiques du cours principal de la Sélune et de ses affluents. Les barres verticales représentent les écarts-types autour des moyennes.</figcaption></figure>

<figure><img src="image_27.png" /><figcaption>**Figure 16.** Répartition des biomasses d'invertébrés, de poissons et des abondances relatives d'écrevisses invasives selon les stations sur la Sélune et ses affluents, exprimées en valeur relative (% par rapport à la station la plus forte). A gauche : invertébrés benthiques et poissons ; à droite : invertébrés benthiques et écrevisses invasives. La droite 1:1 est indiquée.</figcaption></figure>

A partir des ratios isotopiques obtenus pour chaque prélèvement animal (invertébré ou poisson) par
espèce, un travail sur la géométrie des réseaux trophiques a été entrepris. Ce type d'analyse
classiquement réalisée part du postulat qu'une forte variabilité isotopique révèle une plus grande diversité trophique pour les consommateurs. Ce type d'approche a été utilisée pour comparer les réseaux trophiques du cours principal de la Sélune et de ses affluents, en utilisant les méthodes de simulations proposées par Jackson et al. (2011), chaque station étant traitée indépendamment. Les résultats montrent que la diversité des sources basales (amplitude isotopique sur le carbone) est plus petite en affluent que dans le cours principal du fleuve (Figure 17). Dans le même temps, l'amplitude isotopique sur l'azote est significativement plus grande en affluent, suggérant des chaines alimentaires plus longues. Cependant, ce résultat est très probablement faussé car les taxons piscivores de grande taille et en sommet de chaine alimentaire n'ont pas été échantillonnés dans le fleuve lui-même. Ces différences d'amplitude isotopique sur le carbone et l'azote se compensant, la diversité trophique globale apparait identique entre le cours principal et les affluents (Figure 17). Là encore, cette représentation est biaisée par la sous-représentation des niveaux trophiques élevés dans le fleuve. La diversité trophique moyenne révèle un léger resserrement des niches trophiques des espèces dans les affluents par rapport au cours principal. Enfin, la position des niches trophiques et leur répartition entre les espèces dans le réseau trophique ne diffèrent pas de manière significative (Figure 17). Ainsi, on peut conclure que les différences d'architecture du réseau trophique sont minimes entre la Sélune et ses affluents, même si la diversité des sources basales est plus grande dans le fleuve.

<figure><img src="image_28.png" /><figcaption>**Figure 17.** Métriques isotopiques évaluant les différences de densité et d'étalement des valeurs isotopiques (C et N) des consommateurs du réseau trophique dans le cours principal de la Sélune ou dans ses affluents.</figcaption></figure>

Les niveaux trophiques des principales espèces ont été estimés par des modèles de simulation selon la méthode proposée par Quezada-Romegialli et al. (2018), en appliquant la démarche et les réglages présentés précédemment et en considérant que les consommateurs peuvent s'alimenter à la fois sur la chaine algale et détritique (en mélange). Dans ce cas, le niveau trophique monte en moyenne jusqu'à
3.6 dans le fleuve et 3.8 en affluent (Figure 18). Comme déjà discuté, cette différence est liée à l'échantillonnage de la truite commune dans les affluents, espèce connue pour sa tendance à la piscivorie, alors qu'il manque clairement certaines espèces réputées piscivores dans le fleuve (notamment l'anguille) pour avoir une réelle vision de la longueur des chaines alimentaires. Par ailleurs, sur ces estimations, on retrouve bien les niveaux trophiques attendus pour les taxons invertébrés réputés omnivores (comme par ex. *Gammaridae*) ou prédateurs (*Perlidae*), confortant la démarche et les modèles réalisés (Figure 18).

<figure><img src="image_29.png" /><figcaption>**Figure 18.** Niveaux trophiques des organismes aquatiques, invertébrés et poissons, sur le cours principal du fleuve et dans les affluents (toutes stations confondues), estimés à partir des isotopes stables du carbone et de l'azote. Pour chaque groupe, les valeurs sont calculées par modèles de mélange ; les valeurs présentées correspondent à la médiane, puis 50%, 75% et 95% des distributions simulées.</figcaption></figure>

La principale différence observée concerne les jeunes stades de lamproies, qui sont omnivores plus que consommateurs primaires comme on le suppose généralement. Cette tendance à se nourrir sur des proies animales parait d'autant plus nette dans les affluents que nous avons échantillonnés. De la même manière, les écrevisses du Pacifique paraissent s'alimenter plus nettement sur des proies animales dans les affluents, où leur niveau trophique est très similaire à celui d'autres invertébrés réputés prédateurs (Figure 18). Bien que déjà observé dans d'autres cas d'étude chez les écrevisses, ceci suggère que l'écrevisse du Pacifique puisse exercer une pression de prédation sur la communauté de macroinvertébrés, particulièrement dans les ruisseaux qu'elle colonise, sans toutefois qu'un effet sur les biomasses d'invertébrés ne soit détecté. Ces résultats amènent à une investigation plus en
profondeur des effets de cette espèce invasive sur les réseaux trophiques dans les écosystèmes
récepteurs.

L'analyse de l'ADN dans l'eau permet-elle de détecter l'écrevisse invasive ?

Pour mettre à jour la distribution de l'écrevisse du Pacifique et des autres espèces d'écrevisse sur le bassin versant, un premier travail de collecte d'informations existantes a été entrepris, en s'appuyant sur les différents inventaires des Fédérations de Pêche, de l'AFB et les observations ponctuelles retrouvées dans les rapports consultés. En parallèle, des pièges ont été posés sur les 16 stations de l'étude et sur un maillage d'affluents beaucoup plus serré (même mode opératoire qu'expliqué précédemment), permettant d'approcher au mieux la distribution sur le bassin versant (voir Figure 2). Enfin, un travail spécifique a été réalisé pour la mise au point d'une méthode de détection de l'écrevisse invasive par recherche d'ADN dans l'eau, domaine en pleine évolution actuellement mais pour lequel subsistent des difficultés techniques, notamment pour les invertébrés (Roussel et al. 2015).

En absence d'étude publiée sur la détection de l'écrevisse du Pacifique par ADN environnemental au démarrage du projet, un couple d'amorces et une sonde spécifiques à cette espèce ont été mis au point, puis un protocole d'échantillonnage d'eau *in situ* a été conçu pour évaluer trois paramètres importants : la probabilité de détection (quelle est la chance de détecter l'espèce quand elle est présente ?), l'effet de la dévalaison (la présence d'écrevisse à l'amont influence-telle sa probabilité de détection sur la station ?), l'influence des confluences (la dilution aux confluence influence-t-elle la probabilité de détection ?). L'échantillonnage d'ADN environnemental a été couplé au dénombrement des écrevisses par piégeage et mesure du débit, en 2015 et 2016, en multipliant les prélèvements de l'aval vers l'amont sur chaque station, et en encadrant les confluences. L'affluent Vau Roux qui abrite par ailleurs l'espèce *Austropotamobius pallipes* (écrevisse à pattes blanches, classée vulnérable sur la liste de l'UICN) a été échantillonné. Chaque prélèvement d'eau (0.5L) a été réalisé à l'aide de matériel décontaminé aux UV, puis filtré au laboratoire sur des membranes de cellulose 0,45 µm de maille (SARTORIUS : 13006-47-N), avant extraction de l'ADN (CTAB 2%) selon un protocole adapté de Vallet et al. (2017). Il n'a pas toujours été possible de filtrer 500ml pour chaque prélèvement du fait des matières en suspension ; le volume filtré a donc été noté pour pouvoir tester son influence sur la probabilité de détection. Des PCR quantitatives ont ensuite été réalisées sur ces échantillons, en présence de témoins positifs (gamme de dilution d'ADN de l'écrevisse) et négatifs. Le logiciel CFX manager 3.0 est utilisé pour la visualisation des qPCR réalisées et pour l'obtention des mesures de fluorescence.

<figure><img src="image_30.png" /><figcaption>**Figure 19.** Relations entre la probabilité que l'écrevisse du Pacifique soit détectée dans un prélèvement d'eau et sa détection à la station située en amont (gauche), la probabilité que l'écrevisse soit détectée dans un réplica de PCR et le volume d'eau filtré (milieu), la probabilité que l'écrevisse du Pacifique soit détectée dans un réplica de PCR et l'abondance d'écrevisses sur la station.</figcaption></figure>

Une particularité des données générées par l'analyse de l'ADN environnemental dans le cadre de plans d'échantillonnage visant à estimer la probabilité de détection est d'emboiter différents niveaux de réplications : dans notre cas par exemple, nous avons en 2015 échantillonné 35 stations sur le bassin versant de la Sélune, chaque station était représentée par quatre prélèvements, et chaque prélèvement a conduit à une extraction d'ADN qui a ensuite été amplifiée trois fois. Ainsi, les données ont été analysées dans le cadre dédié de modèles d'occupation multi-échelles selon la méthode proposée par Dorazio et Erickson (2018). Les gammes étalons réalisées à partir d'ADN génomique d'écrevisse du
Pacifique confirment bien la sensibilité du protocole mis en place à la quantité d'ADN présent dans l'échantillon, puisque le nombre de cycle de PCR nécessaire pour détecter l'ADN augmente si la concentration en ADN diminue. Malgré quelques cas de contamination, il est possible de discriminer 2 catégories d'échantillons d'eau, avec ou sans ADN d'écrevisse détecté, permettant de révéler sa présence dans le milieu. Par ailleurs, la probabilité de détection varie selon le débit, la présence d'écrevisse sur la station amont immédiat, le volume d'eau filtrée et l'abondance d'écrevisses sur la station (Figure 19). Par contre, on ne peut pas conclure sur un effet systématique de la dilution du signal ADN au niveau des confluences.

Pour analyser la distribution spatiale de l'écrevisse du Pacifique par ADN environnemental, nous avons considéré qu'il suffisait d'un réplica de PCR positif sur une station donnée pour considérer que l'espèce était détectée, en portant toutefois une attention particulière à des possibles faux positifs quand le nombre de cycle de PCR est élevé. De manière globale, l'écrevisse n'est pas détectée par analyse de l'ADNe dans 32% des stations où elle a été piégée sur la station. La situation inverse (détection par ADNe sur des stations où l'espèce n'a pas été piégée) concerne 40% des cas. Cette situation ressemble à ce qui a déjà été décrit pour les écrevisses en milieu lentique (Tréguier et al. 2014), et des problèmes de détectabilité rendent difficiles l'analyse des résultats station par station. La question de faux-positifs de source biologique est posée (Roussel et al. 2015), notamment en lien avec le transport d'ADN par les prédateurs de l'écrevisse exotique (héron, loutre, anguille, pour citer des espèces présentes sur le bassin versant).

Malgré ces écueils, détecter la présence des écrevisses par ADNe présente une facilité de déploiement
à des échelles temporelle et spatiale qui restent extrêmement difficiles à mettre en œuvre par des
approches plus classiques de piégeage. L'information obtenue par l'approche moléculaire a été
compilée aux informations existantes et au piégeage intensif réalisé au cours de cette étude pour
produire la carte actualisée et la plus exhaustive possible de la distribution des écrevisses sur le bassin
versant de la Sélune (Figure 20).

<figure><img src="image_31.png" /><figcaption>**Figure 20.** Distribution des écrevisses sur le bassin de la Sélune, combinant les informations de détection historiques, les piégeages et l'ADNe. OLL, Orconectes limosus (écrevisse américaine) ; PCC, Procambarus clarkii (écrevisse de Louisiane) ; PFL, Pacifastacus leniusculus (écrevisse du Pacifique) ; APP, Austropotamobius pallipes (écrevisse à pattes blanches, native). Les points noirs signalent des stations prospectées sans succès de détection.</figcaption></figure>
Quel effet l'écrevisse du Pacifique a-t-elle sur les réseaux trophiques ?

Dans l'échantillonnage initialement programmé sur 8 affluents, seul Ivret s'est avéré indemne d'une colonisation par l'écrevisse. Sur l'affluent Douenne, la station la plus amont (DOU3) a été aussi classée dans la catégorie sans écrevisse, même si 1 individu a été capturé pour 10 pièges déployés sur 24h. Cette très faible abondance suggère plutôt un processus de colonisation très récent, et donc des effets sur les réseaux trophiques peu marqués s'ils existent. En vue d'analyser la réponse des réseaux trophiques envahis par l'écrevisse, deux stations supplémentaires sans écrevisse (témoin) ont fait l'objet de prélèvements en 2017 pour analyses isotopiques : Argonce et Vau Roux. Comme pour les comparaisons précédentes entre affluents et cours principal, l'architecture du réseau trophique et l'organisation des niches isotopiques des espèces ont été comparés entre les stations sans ou avec l'écrevisse invasive, à l'aide des méthodes de simulations proposées par Jackson et al (2011).

<figure><img src="image_32.png" /><figcaption>**Figure 21.** Métriques isotopiques évaluant les différences de densité et d'étalement des valeurs isotopiques (C et N) des consommateurs du réseau trophique, en présence ou non de l'écrevisse du Pacifique.</figcaption></figure>

Les résultats montrent que la diversité trophique globale dans le réseau est significativement plus forte en présence de l'écrevisse (Figure 21), les sources basales (amplitude isotopique sur le carbone) étant notamment plus variées. Toutefois, l'écrevisse ne donne aucun signal clair de basculement du réseau envahi vers la voie détritique ou la voie algale, comme en atteste l'analyse des contributions relatives du carbone d'origine algale ou détritique (Figure 22) calculées par modèles de mélange selon la méthode proposée par Quezada-Romegialli et al. (2018). Comme nous l'avons vu, l'écrevisse semble consommer plus de proies animales dans les affluents qu'elle colonise, comme l'atteste son niveau trophique plus élevé (voir Figure 18), mais dans le même temps elle ne subit qu'une faible pression de prédation par les organismes aquatiques à l'amont des lacs de barrage actuels. En effet, les stades subadultes et adultes de l'écrevisse ne peuvent être ingérés que par des poissons d'une certaine taille comme l'anguille, qui est encore absente des petits affluents de l'amont. Cela peut expliquer la plus
faible amplitude isotopique observée sur l'azote en présence d'écrevisse (Figure 21). Enfin, la position des niches trophiques des espèces est significativement différente en présence de l'écrevisse invasive, notamment on observe une distribution plus irrégulière, suggérant des regroupements des consommateurs sur des sources alimentaires communes.

<figure><img src="image_33.png" /><figcaption>**Figure 22.** Représentation schématique des organismes aquatiques dans un plan bi-varié comprenant le niveau trophique (en ordonnée) et l'origine du carbone (en abscisse, coefficient $\alpha$) dans les chaines alimentaires des stations d'étude. Chaque point représente la position moyenne d'une espèce. En marron sont représentées des stations exemptes d'écrevisses invasives. Compte tenu des échantillons disponibles, ce type d'analyse n'a pu être réalisé que sur 8 stations (5 avec écrevisses, 3 sans écrevisse).</figcaption></figure>

Ainsi, l'écrevisse invasive semble imprimer des différences d'architecture du réseau trophique dans les écosystèmes qu'elle colonise, qui se traduisent par une plus forte variabilité des sources basales utilisées, un raccourcissement des chaines alimentaires et un réajustement des niches trophiques des espèces autour de ressources alimentaires communes. Cependant, l'étude des communautés d'invertébrés benthiques et de poissons ne révèlent pas de bouleversement sur les stations envahies. De plus, malgré un contraste assez fort d'abondance des écrevisses d'une station à l'autre, l'analyse croisée des abondances d'écrevisses et des biomasses d'invertébrés benthiques et de poissons n'a pas mis en évidence d'effet particulier (Figure 16). Sur la base des investigations menées, et dans la limite des abondances d'écrevisses observées sur les stations de cette étude, la présence d'écrevisse du Pacifique ne semble pas induire de changement majeur dans les communautés réceptrices, les différences mesurées semblent indiquer que les espèces semblent ajuster leurs niches trophiques.

Conclusion

En conclusion, on peut dire que les barrages et les lacs sur le cours principal de la Sélune impriment des modifications visibles d'organisation des biocénoses et de leur fonctionnement en réseaux trophiques.

Ceci se traduit notamment au niveau des lacs par :

- Une rupture de la continuité amont-aval, avec la séquestration des matières en suspension, des nutriments phosphatés et de la silice, et parallèlement l'augmentation de la température de l'eau du fleuve à l'aval

- Une rupture de la continuité aval-amont pour les poissons diadromes, qui se traduit aussi par une rupture de continuité fonctionnelle liée au blocage des nutriments marins à l'aval, qui se propage le long des chaines alimentaires aquatiques

- Une forte production primaire (microorganismes photosynthétiques) dans les eaux de surface des lacs, avec une tendance récurrente à l'apparition de blooms de cyanobactéries
Dans la Sélune et ses affluents on observe :

- Un fonctionnement modifié à l'aval des barrages actuels, où l'expression de la voie algale avec une plus forte activité photosynthétique et une plus forte production secondaire en invertébrés benthiques sont observées

- Une activité photosynthétique entrainant une production de biomasse de biofilm (essentiellement des diatomées) comparable entre affluents et cours principal de la Sélune à l'amont des barrages

- Des biomasses d'invertébrés benthiques (production secondaire) également proches entre affluents et la Sélune amont, indiquant une bonne capacité d'accueil trophique des affluents aux poissons diadromes qui coloniseront le réseau hydrographique après arasements

- De fortes abondances d'écrevisse du Pacifique à l'amont des barrages notamment sur le cours principal, sans influence visible sur les biomasses d'invertébrés benthiques malgré leur consommation probable par l'écrevisse

- Pas de changement majeur des communautés colonisées par l'écrevisse, mais un possible ajustement des niches alimentaires sans bouleversement de fonctionnement des réseaux trophiques

- Pas d'écrevisse à l'aval des barrages, ce qui semble à rapprocher d'une pression de prédation imposée par les poissons de grande taille, notamment l'anguille dont les abondances sont très fortes sous les barrages

- L'absence de poissons diadromes à l'amont des lacs de barrages actuels est confirmée

Enfin, le retrait des barrages, en rétablissant la continuité écologique sur la Sélune, devrait entrainer :

- Des eaux plus turbides à l'aval, rétablissant la contribution de la voie détritique dans le fonctionnement de l'écosystème

- Un très faible risque de bloom de cyanobactéries sur les zones lentiques à l'aval des gorges de la Sélune

- Dans les nouveaux habitats lotiques dans les gorges dénoyées, un fort développement des biofilms et de la voie algale dans les zones les plus turbulentes, à la faveur des nutriments disponibles

- La colonisation vers l'amont des espèces diadromes, les conditions trophiques des affluents en tête de bassin versant seront propices à accueillir l'anguille alors que les nouveaux habitats courants dans la zone des gorges devraient être des nourriceries intéressantes pour les juvéniles de saumon

- Le rétablissement d'une pression de prédation par l'anguille sur l'écrevisse, de nature à en diminuer leurs abondances. Eventuellement, on devrait observer plus d'écrevisses à l'aval des barrages actuels à la faveur d'un relâchement de cette prédation

Une attention particulière devra être portée sur l'évolution du silure, *Silurus glanis*, à l'aval des gorges, dont la présence d'une population acclimatée et fonctionnelle est confirmée par des observations récentes et convergentes sur le terrain. Cette espèce est un grand prédateur, et sa présence pourrait modifier le processus attendu de colonisation de la Sélune par certains poissons diadromes, notamment les lamproies marines et fluviatiles.

Un autre point de vigilance concerne l'écrevisse à pattes blanches. Celle-ci est restée protégée des espèces exotiques envahissantes par l'effet barrière des lacs de retenue. Cette protection est levée par la baisse des niveaux d'eau, ce qui risque de rapidement affecter les dernières populations de cette espèce autochtone sur le bassin versant. Quel rôle pourra jouer l'anguille dans cette confrontation entre l'espèce autochtone et l'espèce exotique est aussi une question ouverte. D'une part, elle est sans doute capable de réguler significativement l'écrevisse du Pacifique, d'autre part, elle peut faciliter la transmission de la peste des écrevisses, *Aphanomyces astaci*.

Ainsi, les recherches réalisées dans le projet « réseaux trophiques » nous ont appris certains traits de fonctionnement et des disfonctionnements des écosystèmes aquatiques sur la Sélune en présence des barrages et de leurs lacs. Cet état des lieux donne des éléments importants pour comprendre la restauration fonctionnelle de ces écosystèmes dans les années qui suivront la remise en continuité écologique par l'arasement des barrages.
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Annexes
Rapport d'avancement 2015
# Effets de l'arasement des barrages sur le fonctionnement des réseaux trophiques

## Avancement des travaux

**UMR ESE Ecologie et Santé des Ecosystèmes (INRA / Agrocampus-Ouest à Rennes)**

Dominique Barloy, Caroline Gorzerino, Dominique Huteau, Eric Petit, Maxime Poupelin, Jean-Marc Roussel

**UMR ECOBIO Ecosystèmes, Biodiversité, Evolution (CNRS/Université Rennes 1)**

Guillaume Bouger, Jean-Marc Paillisson, Alexandrine Pannard, Christophe Piscart

### Contexte du projet

Le projet « Réseaux Trophiques » (« projet RT » par abréviation dans la suite du document) a l'ambition de considérer, dans un ensemble large, les différentes composantes des biocénoses aquatiques et rivulaires de la Sélune, des sources à l'estuaire. Sans focaliser sur un groupe taxonomique ou une communauté d'espèces en particulier, la démarche vise à étudier les interactions entre ces composantes, des microorganismes aux poissons, avec pour objectif principal de comprendre les relations trophiques (« qui mange quoi »). Les interactions trophiques sous-tendent en grande partie les équilibres (et les déséquilibres) que l'on peut observer au sein des écosystèmes. Décrivant le fonctionnement des écosystèmes, ce type d'approche sur les réseaux trophiques est souvent qualifiée de fonctionnelle. Dans le cas présent, le projet RT doit permettre de comprendre les équilibres trophiques actuels dans les écosystèmes aquatiques, des têtes de bassin versant à l'estuaire, puis de suivre les modifications engendrées par la restauration des continuités écologiques, et notamment les nouveaux équilibres qui s'installeront au sein des biocénoses aquatiques.

Les recherches menées dans le projet RT apporteront des réponses aux questions génériques suivantes : 1- quelles conséquences ont les opérations de démantèlement de barrages sur les biocénoses aquatiques en place, leurs interactions et le fonctionnement des écosystèmes aquatiques, des têtes de bassin versant à l'estuaire ? Comment l'écosystème rivière se restaure-t-il à l'emplacement précis d'un ancien lac de barrage ? Quels sont les rôles de certaines espèces clés (notamment les poissons amphihalins et les espèces invasives) dans les nouveaux équilibres de l'écosystème cours d'eau reconnecté à l'océan ?

### Rappel des objectifs

Durant la période 2014-2018, avant l'ouverture de l'hydrosystème aux migrateurs amphihalins, deux objectifs sont particulièrement visés par le projet RT dans sa configuration initiale. Il s'agit :

1- d'établir, avant les opérations de vidange, un état de lieux des réseaux trophiques et du fonctionnement des écosystèmes aquatiques sur le fleuve (hors estuaire) et les affluents,

2- d'étudier, à partir des opérations de vidange, la mise en place des nouveaux équilibres trophiques dans les néo-habitats d'eau courante.

Il convient de noter que les retards actuels de l'ensemble du programme d'arasement rendent incertaine la réalisation des travaux dans la période couverte par la convention (2014-2018) et donc l'atteinte des objectifs précédemment énoncés.

### Partenaires scientifiques impliqués et évolution

Le projet RT regroupe 7 chercheurs de deux Unités Mixtes de Recherche : Ecologie et Santé des Ecosystèmes (INRA-Agrocampus Ouest à Rennes) et Ecobio (CNRS-Université de Rennes). Il a
débuté de manière effective au troisième trimestre 2014 avec le recrutement d'un assistant ingénieur, Maxime Poupelin, dont le rôle est de mener les campagnes d'échantillonnage sur le terrain, de contribuer à la préparation des échantillons et au rendu des résultats.

Un nouveau partenaire, le laboratoire Environnement et Ressources d'IFREMER Dinard, doit rejoindre le projet RT en 2016 dans le but d'étendre les travaux à l'estuaire de la Sélune et à la petite baie du Mont Saint-Michel. Sur ce point, une demande de financement complémentaire est en préparation, le projet RT initial n'ayant pas intégré le coût des recherches sur l'estuaire et la petite baie.

## Organisation du rapport

Suite au retard d'ouverture du projet par rapport aux prévisions, l'année 2014 n'aura été que très peu mise à profit pour les échantillonnages de terrain. Les premiers développements réalisés en 2014 ont été intégrés dans ce rapport 2015, pour présenter l'état d'avancement le plus complet possible du projet RT. En suivant la proposition initiale, le rapport s'organise en 3 parties qui correspondent aux travaux menés :

**Partie I.** A l'échelle de l'hydrosystème entier (hors estuaire et baie)

**Partie II.** Sur 6 stations pilotes du cours principal (5 étaient prévues initialement)

**Partie III.** Sur 8 stations pilotes en affluents (5 étaient prévues initialement)

La carte présentée ci dessous (Figure 1) reprend l'ensemble des stations échantillonnées dans les 3 parties du projet RT (profil en long, réseaux du cours principal, réseaux des affluents). Pour suivre l'avancement des travaux, chaque partie débute par un tableau qui rappelle les livrables attendus. Dans ces tableaux, une croix verte signifie que le livrable est accompli, une croix orange qu'il est en cours (léger retard par rapport aux prévisions), une croix rouge qu'il n'a pas été réalisé (décalage de programmation). Ensuite pour chaque partie, les résultats obtenus sont présentés sous une forme synthétique et illustrative, mettant en avant les principales avancées et conclusions du projet RT pour l'année 2015.

<figure><img src="image_34.png" /><figcaption>**Figure 1.** Les principales stations d'études retenues en 2014 et 2015 pour le projet « réseaux trophiques ».</figcaption></figure>
# Partie I. A l'échelle de l'hydrosystème Sélune

<table><thead><tr><th></th><th colspan="2">2014</th><th colspan="2">2015</th></tr><tr><th></th><th>S1</th><th>S2</th><th>S1</th><th>S2</th></tr></thead><tbody><tr><td colspan="5"><strong>Echelle hydrosystème Sélune</strong></td></tr><tr><td>1- Profil isotopique de référence</td><td>X</td><td></td><td>X ajout</td><td></td></tr><tr><td>2- Essai détectabilité par ADNe</td><td>X report</td><td>X report</td><td>X rattrapage</td><td>X rattrapage</td></tr><tr><td>3- Distribution spatiale écrevisse signal</td><td></td><td></td><td>X</td><td>X</td></tr><tr><td colspan="5"><strong>Travaux en laboratoire</strong></td></tr><tr><td>Préparation des échantillons isotopes</td><td></td><td>X</td><td>X</td><td>X</td></tr><tr><td>Préparation et analyse de barcoding alimentaire</td><td></td><td></td><td>X report</td><td>X report</td></tr><tr><td>Analyse des isotopes stables (prestations externes)</td><td></td><td></td><td></td><td>X</td></tr><tr><td><strong>Interprétation des résultats</strong></td><td></td><td></td><td>X</td><td>X</td></tr><tr><td><strong>Valorisation</strong></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr></tbody></table>

## 1- Profil isotopique de référence (Jean-Marc Roussel, ESE).

L'analyse des isotopes stables dans les organismes aquatiques est l'une des méthodes retenues pour étudier les réseaux trophiques et leur fonctionnement dans le projet RT. L'objectif de cette partie du travail est de fournir un état de référence isotopique des biocénoses aquatiques sur le cours principal de la Sélune, le long d'un profil allant de la source à la limite amont de l'estuaire. Pour cela, ont été ciblés particulièrement des plantes (macrophytes, producteurs primaires), des invertébrés benthiques (consommateurs primaires de type herbivore et détritivore) et des poissons (consommateurs secondaires mangeant des invertébrés) sur les 13 stations choisies (Figure 1). Contrairement au plan initial qui ne prévoyait qu'un seul profil en long, les prélèvements ont été doublés (étés 2014 et 2015), pour apprécier la variabilité inter-annuelle. Les échantillons des deux profils ont été préparés au laboratoire (nettoyage, lyophilisation, pesées et encapsulation en feuilles d'étain) en vue de leur analyse en spectrométrie de masse atomique par un prestataire extérieur (University of New Brunswick, Canada). Les isotopes stables du carbone et de l'azote ont été choisis, conformément à la majorité des études dans le domaine. Pour l'instant, seulement les résultats du profil de 2014 (239 échantillons) sont disponibles, les échantillons de 2015 (environ 300) seront analysés au premier semestre 2016.

Pour les isotopes stables du carbone, les résultats du profil isotopique de 2014 révèlent une certaine régularité des valeurs d'une station à l'autre chez les invertébrés et les poissons, sans qu'une tendance nette ne se dégage sur le gradient amont-aval (Figure 2). Par contre, les valeurs obtenues pour producteurs primaires sont assez nettement différentes aux stations à l'aval des barrages. Cela doit correspondre à une modification de la composition isotopique du carbone inorganique dissous (DIC) disponible et utilisé par les macrophytes lors de la photosynthèse. S'agissant d'un enrichissement en isotopes lourds du carbone (¹³C), deux mécanismes peuvent être à l'œuvre, éventuellement de manière additive: 1) un DIC enrichi en ¹³C provenant des lacs de retenues présents en amont, ou 2) une utilisation plus élevée par ces plantes de carbone d'origine atmosphérique (normalement enrichi ¹³C, et dont la diffusion physique dans l'eau sous forme de DIC augmente sous l'effet d'une plus forte demande en carbone venant des producteurs primaires).

Pour les isotopes stables de l'azote, l'effet amont-aval des barrages est visible sur les producteurs primaires (macrophytes) et les consommateurs primaires (invertébrés) et secondaires (poissons) dans les réseaux trophiques (Figure 2). Ce résultat est conforme à l'attendu initial, et permet de poser une hypothèse de travail qui sera testée après l'enlèvement des barrages et la remise en continuité mer-rivière. En effet, les isotopes lourds de l'azote (¹⁵N) qui sont plus fortement présents dans les réseaux trophiques à l'aval des barrages peuvent provenir, comme pour le carbone, des lacs de retenues, ou bien de la mer via des apports de nutriments d'origine marine transportés par les poissons amphihalins. Dans le premier cas (effet de nutriments dérivant des retenues), l'enlèvement des barrages conduira à la baisse des isotopes lourds de l'azote sur les stations aval. Dans le second cas (effet de nutriments marins transportés par les migrateurs amphihalins), l'enlèvement des barrages conduira au contraire à l'augmentation des isotopes lourds de l'azote vers l'amont, par remise en circulation des migrateurs.

En perspective 2016 pour le profil isotopique de référence (pré-arasement), les actions suivantes sont prévues :
i) les résultats ci-dessus seront renforcés par la seconde série de prélèvements (environ 300) effectuée en 2015 (analyse à venir, premier semestre 2016)

ii) une nouvelle campagne de prélèvements est prévue en 2016 pour poursuivre le profil en long par une radiale passant dans l'estuaire de la Sélune et la Petite Baie du Mont Saint-Michel. Ce travail sera réalisé dans le cadre du projet à venir sur l'environnement marin côtier, menés avec le laboratoire IFREMER de Dinard. L'analyse des isotopes stables (carbone et azote) sera conduite sur la matière organique particulière, à partir d'échantillons obtenus par filtration d'eau et collectés de la source de la Sélune au Mont Saint-Michel.

<figure><img src="image_35.png" /></figure>

**Figure 2.** Proportion (‰, axes des ordonnées) en isotopes lourds du carbone (graphique de gauche, notation conventionnelle $\delta^{13}C$) et de l'azote (graphique de droite, notation conventionnelle $\delta^{15}N$) dans les organismes aquatiques collectés sur le cours principal de la Sélune (été 2014) à différentes stations, depuis la limite de salure des eaux (notée KM zéro en abscisse) jusqu'à la source (KM 80). Seuls les habitats courants de type radier ont été échantillonnés ; aucun prélèvement n'a été réalisé aux emplacements des 2 lacs de retenues entre les kilomètres 15 et 38. Les organismes aquatiques sont classés en 3 catégories, les producteurs primaires (plantes aquatiques ou macrophytes, en vert), les invertébrés benthiques de régime herbivore ou détritivore (en jaune), et les poissons qui mangent des invertébrés (invertivore, en rouge).

## 2- Essais de détectabilité par ADN environnemental : mise au point d'un protocole pour l'écrevisse signal (Eric Petit, ESE)

Les techniques développées dans le cadre de l'analyse de l'ADN environnemental offrent aujourd'hui des possibilités de standardisation des moyens de détection des espèces vivantes dans le milieu aquatique. Ces protocoles ont démontré leur efficacité pour détecter des vertébrés (poissons, amphibiens) ou des invertébrés (mollusques, écrevisses), mais demandent une mise au point propre à chaque contexte. Le plus significatif est que ces protocoles ont à ce jour été encore peu utilisés en rivière dans les eaux courantes (milieu lotique). Notre objectif premier est ici de caractériser la distribution spatiale d'espèces qui, comme l'écrevisse signal ou l'anguille, ont un fort impact sur les chaînes trophiques dans lesquelles elles s'insèrent. L'écrevisse signal est présente sur le bassin versant, notamment en amont de la retenue de Vezins, alors qu'elle semble absente ou rare dans les affluents qui se jettent directement dans les retenues ou en aval des barrages. Cette situation risque de changer après l'arasement des deux ouvrages hydroélectriques, et la détection d'ADN environnemental doit nous permettre de repérer les premiers signaux de ces modifications d'aire de distribution à l'échelle du bassin versant. L'écrevisse est également soupçonnée d'exercer une prédation sur les très jeunes stades de développement des salmonidés, notamment à proximité des frayères à saumon.

L'année 2015 a été l'occasion de travailler sur deux objectifs opérationnels dont la finalité est de mettre au point une méthode d'étude du suivi de l'évolution de la distribution spatiale de l'écrevisse signal sur la Sélune et ses affluents : (i) la mise en œuvre d'un protocole d'échantillonnage destiné à permettre d'évaluer trois paramètres importants pour interpréter les résultats des analyses de laboratoires. Ces trois paramètres sont la probabilité de détection (quelle est la chance de détecter l'espèce quand elle est présente), l'effet de la dévalaison (quel est l'effet de la présence de l'espèce sur sa probabilité de détection vers l'aval), et l'influence des confluences (quelle est l'influence de l'ajout des débits de deux affluents sur la probabilité de détection) ; (ii) la mise au point d'amorces et
d'une sonde spécifiques à l'écrevisse signal. Ces travaux ont notamment été menés dans le cadre du
stage de Master 1 « Patrimoine Naturel et Biodiversité » de Marion Marlin.

i) Trois campagnes d'échantillonnage ont été réalisées en avril, mai et juin 2015 sur 3 affluents de la Sélune (2 sites sur la Gueuche, un sur la Menesle, un sur Chenilly). Sur chaque site, 7 à 8 points répartis sur quelques centaines de mètres ont été échantillonnés de l'aval vers l'amont sur un cours d'eau, avant que ne soit échantillonné un point complémentaire sur un affluent. Chaque prélèvement consistait en un flacon de 500ml d'eau. A chaque point d'échantillonnage, nous avons effectué 4 prélèvements dans la colonne d'eau et 4 prélèvements à la surface des sédiments, pour un total de (4+4) prélèvements x 8 points d'échantillonnage x 4 sites x 3 dates = 768 échantillons de 500ml. Ces échantillons ont été filtrés au laboratoire, et les filtres ont servi à l'extraction d'ADN. Les premières analyses de ces échantillons par PCR quantitative ont permis de montrer que les prélèvements permettent de détecter une espèce de poisson présente en abondance, le chabot, utilisé ici à titre de comparaison avec l'écrevisse. En parallèle, 10 nasses ont été posées à chaque point de prélèvement pour avoir un indice d'abondance de l'écrevisse signal.

ii) Afin d'analyser l'ADN extrait des échantillons ci-dessus, il est nécessaire de dessiner des amorces et une sonde spécifiques de l'espèce recherchée. Un premier essai conduit lors du stage de Marion Marlin ne s'étant pas révélé concluant, pour cause de réaction croisée avec d'autres espèces, de nouvelles amorces et sondes ont été dessinées et sont en cours de test. Dès que leur mise au point sera terminée, elles permettront d'analyser l'ensemble des échantillons mentionnés ci-dessus, ces analyses devant conduire à une estimation des trois paramètres mentionnés ci-dessus, dans le courant de l'année 2016.

3- Distribution spatiale des espèces d'écrevisse (Jean-Marc Paillisson, Ecobio)

L'état des lieux de la distribution spatiale du peuplement d'écrevisse sur le bassin de la Sélune est présenté dans le rapport d'étape 2015 du sous-thème « Dispersion et Recolonisation » (convention AESN-INRA n°1054505). Il a permis de choisir les stations retenues pour les travaux sur l'ADN environnemental (voir Partie I-2 ci-dessus).

Cet inventaire reste incomplet, malgré la campagne de piégeage de grande envergure consentie en
2014 et consolidé en 2015. Une fois au point, la méthode par ADN environnemental pourra être
déployée pour suivre plus finement l'évolution de la colonisation du bassin de la Sélune par l'écrevisse
signal, et ses interactions avec les biocénoses en place.
# Partie II. Sur les 6 stations pilote du cours principal

<table><thead><tr><th></th><th colspan="2">2014</th><th colspan="2">2015</th></tr><tr><th></th><th>S1</th><th>S2</th><th>S1</th><th>S2</th></tr></thead><tbody><tr><td colspan="5"><strong>6 stations pilote sur la Sélune</strong></td></tr><tr><td>1- Etude des communautés végétales et animales</td><td>X report</td><td></td><td>X rattrapage</td><td></td></tr><tr><td>2- Activité photosynthétique</td><td>X report</td><td></td><td>X rattrapage</td><td></td></tr><tr><td>3- Dégradation de la matière organique</td><td>X report</td><td>X report</td><td>X rattrapage</td><td>X rattrapage</td></tr><tr><td>4- Analyse des réseaux trophiques (isotopes stables et barcoding alimentaire), prélèvements</td><td>X report</td><td></td><td>X rattrapage</td><td></td></tr><tr><td>5- Mise au point du barcoding alimentaire</td><td></td><td>X report</td><td>X rattrapage</td><td></td></tr><tr><td colspan="5"><strong>Travaux en laboratoire</strong></td></tr><tr><td>Tri et détermination taxonomique</td><td></td><td></td><td>X</td><td>X</td></tr><tr><td>Préparation des échantillons pour l'ergostérol</td><td></td><td>X report</td><td>X report</td><td>X report</td></tr><tr><td>Préparation des échantillons pour les isotopes</td><td></td><td>X report</td><td>X rattrapage</td><td>X</td></tr><tr><td>Dosage C, N et P dans les végétaux</td><td></td><td>X report</td><td>X</td><td>X</td></tr><tr><td>Préparation et analyse de barcoding alimentaire</td><td></td><td></td><td>X report</td><td>X report</td></tr><tr><td>Analyse de l'ergostérol (prestation externe)</td><td></td><td></td><td></td><td>X report</td></tr><tr><td>Analyse des isotopes stables (prestations externes)</td><td></td><td></td><td></td><td>X</td></tr><tr><td><strong>Interprétation des résultats</strong></td><td></td><td></td><td>X</td><td>X</td></tr><tr><td><strong>Valorisation</strong></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr></tbody></table>

## 1- Etude des communautés végétales et animales en place (collectif ESE et Ecobio).

Le travail a pour objectif de décrire les biocénoses aquatiques, végétales et animales, en place sur les 6 stations de référence choisies. Il s'appuie sur des inventaires réalisés à partir des méthodes spécifiques aux différents groupes taxonomiques et conventionnellement utilisées dans ce type d'étude. Il doit permettre la caractérisation des communautés, d'un point de vue structurel (détermination taxonomique, abondance, biomasse) et fonctionnel (production primaire, dégradation de la matière, production secondaire, organisation trophique, fonctionnement des réseaux trophiques).

### i) Les communautés végétales aquatiques (Julie Coudreuse, ESE)

Les inventaires ont été réalisés au cours du mois de juillet 2015, hors épisodes hydrologiques pouvant influencer le développement de la végétation. Les stations de relevés correspondent à des tronçons de 50m linéaire, positionnées de manière à maximiser la diversité végétale (secteurs lotiques, en partie éclairés), sur lesquels tout macrophyte (colonie d'algue, de lichen, bryophyte ou phanérogame visible à l'œil nu) a été caractérisé en terme de taxonomie et d'abondance sur la station. Les identifications taxonomiques ont été validées au laboratoire via des observations microscopiques pour les taxons difficiles (systématiquement pour les algues, bryophytes, callitriches, renoncules et potamots). A noter que les 3 stations à l'intérieur des retenues ont été prospectés sur un linéaire de berge de 50m, jusqu'à une profondeur d'1.20 m, mais qu'aucun macrophyte n'y a été recensé.

La station amont (SEL5) présente des caractéristiques mésologiques différentes des autres stations sélectionnées (SEL10 et SEL12). Malgré un positionnement de la station visant à minimiser ces écarts mésologiques (centrage sur le radier), les conditions d'habitats y sont suffisamment particulières pour influencer nettement la végétation aquatique. Ainsi, l'augmentation de l'ombrage limite le développement des phanérogames et des algues (respectivement présentes en un seul taxon). De même, la prédominance du faciès d'écoulement lent à substrat vaseux limite celui des bryophytes, le faciès plus lotique (radier) ne représentant qu'une faible surface de la station (30%). La végétation aquatique est, ainsi, peu diversifiée (6 taxas) et très peu abondante (1% de recouvrement) sur la station SEL5 (Figure 4).

La station médiane (SEL10) et la station aval (SEL12), sont comparables d'un point de vue milieu physique sauf pour les contraintes hydrologiques : fortes variations hydrologiques en aval et présence d'une zone exondée lors de l'étiage sur le radier en amont. Cette dernière station permet
ainsi le développement d'un cortège de phanérogames hélophytes (8 espèces) se superposant
aux espèces strictement aquatiques, augmentant ainsi la diversité de ce groupe en station SEL10
(Figure 4). La flore de ces deux stations est finalement diversifiée (une quinzaine d'espèces) et
équilibrée entre groupes taxonomiques, en accord avec leur position sur le gradient longitudinal
(Ranunculo-Callitrechetum hamulatae).

L'hydrologie contrastée de la station aval SEL12 entraine une limitation du développement des phanérogames immergées, facilement arrachés lors des lâchés d'eau et a contrario, un développement important de la mousse *Octodiceras fontanum* (30% de recouvrement sur la station d'étude), caractéristique d'aval de moulins et de l'algue rhéophile *Lemanea* sp. (4% de recouvrement) (Figure 4). Le Potamot crépu (espèce plutôt retrouvée en plans d'eau, pouvant proliférer) y est présent en faible quantité et résulte d'échappées des retenues.

<figure><img src="image_36.png" /><figcaption>**Figure 4.** Répartition des différents groupes taxonomiques de macrophytes sur le cours principal de la Sélune (amont et aval des retenues) en juillet 2015, selon l'abondance (à gauche, pourcentage de recouvrement sur la station) et la richesse spécifique (à droite, nombre d'espèces).</figcaption></figure>

Certains éléments floristiques semblent réagir à l'aval des barrages, où on remarque notamment un développement d'algues (Oedogonium sp. et Cladophora sp.) et la perte de la bryophyte Chiloscyphus polyanthos. Toutefois, il ne semble pas y avoir de perturbation significative dans les communautés végétales aquatiques si l'on s'en réfère à l'Indice Biologique Macrophytique en Rivière (IBMR) dont les résultats détaillés sont présentés dans le sous-thème « Biomonitoring et Qualité Biologique » (convention AESN-CNRS n°1053864). Des effets mineurs sur les producteurs primaires peuvent se propager le long de réseaux trophiques, ce qu'il conviendra d'étudier dans l'approche multi-compartiments du projet RT.

ii) Les communautés planctoniques et biofilms (Alexandrine Pannard, Ecobio ; Caroline Gorzerino, ESE)

Pour l'étude du biofilm, des substrats artificiels ont été mis en place sur les 6 stations. Pour les stations en zone lentique (SEL19, SEL 23 et SEL 25, correspondant au pont de la République, au Barrage de Vezins et au Barrage de la Roche qui Boit respectivement), 2 cagettes ont été positionnées dans la colonne d'eau à 1m et 2m de profondeur, fixées à une bouée. Ces cagettes contiennent 6 lames de verre de 30 x 10 x 3 mm. Pour les stations situées en zone lotique (SEL 10 et SEL 12, correspondant à St Hilaire et au Pont de Signy respectivement), une cagette contenant également 6 lames a été fixée au fond du lit. Pour la station SEL5 (Sélune amont), 5 supports comportant chacun 6 lames de microscope ont été placés au fond du lit pendant un mois, en utilisant les même dispositifs que pour les affluents (voir Partie III).

En juin 2015, les conditions physico-chimiques des stations ont été caractérisées (température, conductivité, pH, oxygène dissous et turbidité) grâce à des sondes multiparamétriques. Des prélèvements d'eau ont également été effectués afin d'analyser les concentrations en nitrates, phosphates et silicates. La biomasse de phytoplancton a été mesurée *in situ* grâce à une sonde de fluorescence (Idronaut) et par des dosages de la chlorophylle a en laboratoire selon la méthode de Lorenzen. Les peuplements planctoniques ont été fixés au lugol acide et conservés à l'obscurité et à 4°C. La structure des communautés phytoplanctoniques est déterminée par comptage au
microscope optique. Les densités d'espèces dans la colonne d'eau sont exprimées en unité de cellule par ml (nombre de cellules ml⁻¹).

Les lames ont été retirées des cagettes après 1 mois d'immersion (mai 2015). Nous avons alors procédé au raclage de celles-ci pour la réalisation de différentes analyses : poids sec sans cendre (ou AFDM ash-free dry mass), chlorophylle a, étude des communautés et analyse des isotopes stables. Une lame non raclée a permis de réaliser des mesures au Phyto-PAM (mesure de l'activité photosynthétique) et l'estimation de la chlorophylle a. L'AFDM est réalisée au laboratoire après un passage à l'étuve (72h, 105°C) puis au four sans cendre (1h, 500°C), pour estimer la quantité de matière organique présente dans le biofilm pour chaque station.

<figure><img src="image_37.png" /><figcaption>**Figure 5.** Lames colonisées après 1 mois d'immersion sur une station de la Sélune</figcaption></figure>

La biomasse de phytoplancton est très faible, que ce soit dans les stations lotiques ou lentiques, avec des concentrations entre 2 et 3 µg chla/L d'après le phytoPAM (Figure 6), atteignant 9 µg chla/L par la méthode de référence de Lorenzen. Des concentrations plus élevées en phytoplancton étaient attendues dans la zone des barrages. Le suivi saisonnier dans le cadre du projet Biomonitoring a montré que cette faible valeur de biomasse de phytoplancton dans les barrages coïncidait néanmoins à un pic de zooplancton, autrement dit la 'phase d'eau claire' des barrages, qui laisse ensuite place au développement estival des cyanobactéries. Les stations lotiques SEL10 et SEL12 présentent des concentrations assez similaires en biofilm et en phytoplancton.

<figure><img src="image_38.png" /><figcaption>**Figure 6.** Biomasses du phytoplancton (gauche) et du biofilm (droite) sur les stations d'études. Les traits verticaux représentent les écarts types autour de chaque moyenne ; les barres bleues et vertes correspondent aux stations lentiques et lotiques, respectivement.</figcaption></figure>

La biomasse de biofilm montre un maximum dans les 2 barrages, aux stations SEL19, SEL23 et SEL25 (Figure 7), avec une plus grande proportion de matière organique, ce qui est par ailleurs en accord avec les suivis réguliers dans le cadre du projet biomonitoring. Les stations SEL23 et
SEL25 dans les lacs sont les plus productives en biomasse, surtout à -1m, alors que les stations SEL 19 (pont de République, queue de la retenue de Vezins) et SEL10 en rivière présentent un biofilm dont de matière minérale est très forte.

<figure><img src="image_39.png" /><figcaption>**Figure 7.** Biofilm des stations du cours principal. A gauche : mesure du poids sec sans cendre à 1m et 2m de profondeur dans les retenues, ou sur le fond dans la rivière (SEL 10 et SEL 11). A droite : parts relatives des composantes organiques et minérales du biofilm.</figcaption></figure>

D'un point de vue taxonomique, l'observation des premières lames montre des biofilms dominés par des diatomées, avec quelques Chlorophycées dans les stations lentiques. Les espèces observées dans les différents biofilms (Figure 8) sont caractéristiques des conditions lotiques ou lentiques de la station. Ainsi *Cocconeis sp.* est observée dans les stations lotiques en SEL10 et SEL12, et aussi dans de nombreux affluents. Dans les barrages, le biofilm est beaucoup plus épais et structuré. La Chlorophycée *Stigeoclonium sp.* (Figure 8, photo « barrage de Vezins ») est régulièrement observée, formant des patchs verts au milieu des diatomées. Cette espèce est caractéristique des milieux à faible courant.

<figure><img src="image_40.png" /><figcaption>**Figure 8.** Photographie du biofilm collecté sur les lames de verre (x1) et vue au microscope (x200), dans les stations amont et aval des barrages (photos de gauche) et dans les barrages (à droite).</figcaption></figure>

En perspective à ce travail, les nouveaux dosages de chlorophylle a du biofilm qui seront effectués début 2016 ainsi que l'analyse des communautés présentes, donneront plus de précisions sur la composition des biofilms. Ces biofilms représentent un potentiel alimentaire important pour les
biocénoses aquatiques animales, dont il conviendra de définir le rôle dans le fonctionnement des réseaux trophiques via l'étude des isotopes stables. Une nouvelle campagne de prélèvements sera effectuée en 2016, de manière à renforcer les résultats obtenus.

### iii) Les communautés d'invertébrés aquatiques (Christophe Piscart, Ecobio)

De prélèvements d'invertébrés ont été réalisés à l'automne 2014, printemps 2015 et automne 2015. Pour chaque site, quatre substrats artificiels constitués par 5L de galets ont été utilisés pour déterminer la structure trophique des communautés d'invertébrés. Cette méthode a été retenue afin de limiter l'effet substrat dans la comparaison inter-site. Le tri des échantillons est en cours, nous avons privilégié dans un premier temps l'analyse de la campagne de printemps 2015 pour comparer la structure des peuplements avec les résultats obtenus sur les affluents à la même période. Néanmoins, la station SEL5 n'a pas pu être relevée au printemps 2015.

<figure><img src="image_41.png" /><figcaption>**Figure 9.** Proportions relatives des principales guildes trophiques dans les communautés d'invertébrés sur les stations de la Sélune en Mars 2015 (sauf pour SEL5).</figcaption></figure>

Les résultats de la campagne de printemps 2015 montrent que la structure trophique des communautés d'invertébrés de la Sélune varie fortement entre les sites (Figure 9). En amont (SEL10) et au début de la retenue de Vézin (SEL19), les communautés d'invertébrés sont largement dominées par les mangeurs de dépôts, essentiellement des Oligochètes et des larves de Chironomidés. Ce groupe trophique diminue progressivement vers l'aval pour être remplacés par les décomposeurs dans les retenues (SEL23 et SEL25) et sur la station en aval des retenues (SEL12). La très forte proportion relative des décomposeurs sur les sites des retenues est plus liée au déclin important des autres groupes tels que les mangeurs de dépôts qui diminuent d'un facteur 2 à 10 dans les retenues par rapport aux sites en amont. On remarque également que la structure trophique de la communauté d'invertébrés en aval des barrages (SEL12) est identique à celle de la station de la retenue de la Roche qui Boit (SEL25) mais avec une abondance 4 fois plus forte en invertébrés. Bien que ce site en aval retrouve une forte abondance en invertébrés, même légèrement supérieure à celle du site le plus en amont, la structure trophique de la communauté d'invertébrés est profondément modifiée par rapport à l'amont des barrages. L'influence des barrages est donc très forte sur la structure trophique des communautés d'invertébrés, se
prolongeant à l'aval alors que les conditions hydrologiques sont plus proches de celles du site en amont des deux barrages.

Le traitement des échantillons collectés en automne 2014 et 2015 devra permettre d'affiner les changements de structure trophique des communautés et de vérifier l'effet de la saison. Les conditions environnementales et particulièrement la température de l'eau sont sous l'influence des barrages, cela pourrait modifier la production d'invertébrés par accélération de cycles de développement pouvant conduire à des émergences précoces. Ces modifications pourraient impactées la structure des communautés automnales qui dépendent en grande partie de l'émergence et de la reproduction des communautés du printemps. Ces liens pourront être confirmés par le suivi saisonnier sur plusieurs années (2014, 2015, 2016) afin d'étudier plus finement la succession des communautés.

#### iv) Les écrevisses (Jean-Marc Paillonson, Ecobio)

Le travail se concentre sur l'espèce invasive la plus présente sur le bassin versant de la Sélune, l'écrevisses signal *Pacifastacus leniusculus*. Il s'agit de renseigner les contrastes entre les populations au sein du réseau de stations. L'échantillonnage a été réalisé au printemps 2015, sauf dans les stations des lacs de retenues (SEL19, SEL23, SEL25) où l'espèce n'est pas présente. Selon les stations, 30 à 33 pièges à écrevisses sans appât ($L \times l \times h : 50 \times 29 \times 19$ cm, grillage de maille 5,5 mm, à double-entrée, diamètre d'entrée de 4 cm) ont été installés pour une période de 24h. Deux informations principales sont présentées ici : les occurrences (proportions de pièges contenant des écrevisses) et les CPUE (captures par unités d'effort, soit le nombre d'écrevisses par piège/24h, moyenne ± erreur standard). L'espèce n'est pas notée sur la station SEL12 à l'aval des retenues (Figure 9). Les occurrences sont sensiblement les mêmes dans les stations SEL10 et SEL5 (respectivement 0,78 et 0,67), en revanche les abondances sont plus fortes en SEL5.

<figure><img src="image_42.png" /><figcaption>**Figure 10.** Occurrence (% de pièges contenant au moins une écrevisse) et abondance (Capture Par Unité d'Effort, CPUE, en nombre d'individus par piège et par 24h) de l'écrevisse signal dans les 3 stations lotiques de la Sélune. Les barres verticales représentent les écarts-types autour des moyennes (pour les CPUE uniquement).</figcaption></figure>

Les fortes populations d'écrevisses observées sur les stations amont (SEL5 et SEL10) suggèrent un impact de l'espèce sur le fonctionnement global des réseaux trophiques. L'analyse plus fine de l'influence potentielle de l'écrevisse sur les réseaux trophiques intégrera les stations des affluents, permettant d'aborder un gradient plus large d'abondances en écrevisses. L'analyse de la structure des populations d'écrevisses (classes de tailles, sexes) ne sera possible que lorsque les écrevisses, actuellement conservées au congélateur seront utilisées pour la préparation des analyses d'isotopes stables.

#### v) Les communautés de poissons (Jean-Marc Roussel, ESE)

Les communautés de poissons ont été décrites à partir d'inventaires par pêche électrique, réalisés au printemps et en début d'été 2015. Sur les stations lotiques du cours principal, la méthode des
EPA (échantillonnage ponctuel d'abondance) a été retenue. Il s'agit d'appliquer sur chaque station, en 20 points successifs choisis le long de diagonales d'une berge à l'autre, l'électricité pour tétaniser les poissons présents et les attraper à l'épuisette. Sur chaque point, l'anode électrifiée est manœuvrée en légers mouvements circulaires, le rayon d'action de l'électricité garantissant l'échantillonnage de 4 m² autour de ce point. Sur le point, l'électricité est appliquée autant que nécessaire, par séquences successives d'environ 10 à 15 secondes, jusqu'à ce qu'aucun poisson ne soit plus attrapé. Lorsque les 20 points sont réalisés sur la station, les poissons capturés sont déterminés, mesurés et pesés, puis relâchés. Pour les besoins de l'analyse des isotopes stables, des prélèvements de poissons sont réalisés sur certains spécimens de chaque espèce.

Les résultats des abondances de poissons par station sont donnés **Figure 11**. Les 2 stations amont des barrages (SEL5 et SEL10) présentes des profils taxonomiques proches (hormis la présence du gardon ou du chevenne), mais les abondances sont 2 fois plus fortes sur la station SEL5. Comme attendu, aucune espèce diadrome n'est relevée sur ces stations à l'amont des barrages. La station aval des barrages SEL12 est largement dominée par l'anguille, dans les densités sont d'environ 1 individu par m². Les résultats en terme de biomasse restent à analyser ; ils confirmeront que la station aval SEL12 est la plus productive en poissons. L'analyse des isotopes stables permettra de comprendre les différences de fonctionnement des réseaux trophiques entre l'amont et l'aval des barrages, et d'identifier les sources alimentaires des poissons sur ces stations.

<figure><img src="image_43.png" /><figcaption>**Figure 11.** Variations de densités des espèces de poissons présentes sur les 3 stations lotiques de référence pour caractériser les réseaux trophiques du cours principal de la Sélune.</figcaption></figure>

## 2- Activité photosynthétique (Alexandrine Pannard, Ecobio ; Caroline Gorzerino, ESE)

Ces travaux ont pour objectif de caractériser l'activité des producteurs primaires, une des sources d'énergie importante des réseaux trophiques. Pour chaque date et station en 2015, l'activité photosynthétique du biofilm et du phytoplancton a été mesurée grâce à un PhytoPAM (Phyto Pulse Amplitude Modulated), qui possède deux modules propres à chaque compartiment biologique. Le phytoPAM est un appareil utilisé pour mesurer l'activité photosynthétique par fluorescence, via le taux de transfert des électrons (ETR - Electron Transport Rate) entre les photosystèmes PSII et le PSI en fonction de la lumière. Il émet de la lumière d'intensité croissante et mesure la fluorescence émise. Il permet ainsi d'obtenir la relation entre intensité de la lumière et activité photosynthétique (flux d'électron entre les 2 photosystèmes). Les concentrations en carbone, azote et phosphore total
particulaire dans l'eau ont été également mesurées, grâce à un analyseur de carbone (model 1010 with a 1051 auto-sampler; Bioritech, France) et un auto-analyseur (Brann and Luebbe, Axflow, France). Les rapports C/N et C/P de la matière organique en suspension ont ensuite été calculés.

L'activité photosynthétique du phytoplancton et du biofilm (Figure 12) varie de manière similaire entre les stations, avec un maximum à République (SEL19) et un minimum dans le barrage de la Roche qui Boit à Bel-Orient (SEL25). L'activité photosynthétique mesurée après les barrages augmente pour le phytoplancton et reste faible pour le biofilm (SEL12 correspondant au pont de Signy). Une diminution de l'activité photosynthétique a donc été observée dans les barrages que ce soit pour le biofilm ou pour le phytoplancton.

<figure><img src="image_44.png" /><figcaption>**Figure 12.** Activité photosynthétique moyenne du phytoplancton (gauche) et du biofilm (droite) sur les stations d'études. Les traits verticaux représentent les écarts types autour de chaque moyenne ; les barres bleues et vertes correspondent aux stations lentiques et lotiques, respectivement.</figcaption></figure>

Les dosages du carbone organique dissous et particulaire dans l'eau sont en cours, ce qui permettra de calculer les rapports stœchiométriques de la matière organique. En mai 2016, les mesures d'activité photosynthétique au phytoPAM seront complétées par des mesures de fixation du carbone, afin de pouvoir établir une relation empirique entre flux d'électrons et fixation de carbone. Les spectres d'absorption de la chlorophylle du biofilm et du phytoplancton seront mesurés et analysés en fonction du groupes dominants (diatomées, chlorophycées, etc...). Les flux d'électrons pourront alors être calculés par unité de biomasse (et non unité de surface ou de volume comme c'est le cas pour l'instant).

## 3- Activité de dégradation de la matière organique (Christophe Piscart, Ecobio)

L'objectif de ce travail est de mesurer la capacité de l'écosystème aquatique à dégrader la matière organique que représentent les feuilles d'arbre tombées dans l'eau (litière). Il s'agit d'un indicateur fonctionnel de l'écosystème, une dégradation rapide et importante assurant le transfert de cette énergie vers les niveaux trophiques supérieurs (poisson notamment). L'activité de dégradation correspond à deux mécanismes agissant en synergie, la fragmentation par les macroinvertébrés benthiques et la dégradation par des champignons microscopiques.

Des mesures de vitesse de dégradation de litière d'aulne ont été mises en place en mars 2015, grâce à des dispositifs expérimentaux placés dans l'eau. Il s'agit de pochettes grillagées d'une vingtaine de cm, contenant des feuilles d'arbre sèches en quantité contrôlée, et permettant ou empêchant leur accès par les invertébrés benthiques selon la taille des mailles utilisées. Après un temps d'immersion de plusieurs semaines, ces pochettes sont normalement récupérées et au laboratoire, les litières restantes sont séchées et pesées. Des prélèvement sont également fait pour des estimer l'activité de dégradation fongique par dosage de l'ergostérol.

La baisse importante de la hauteur d'eau (> 1m) dans les retenues ayant mal été anticipée, une partie des dispositifs expérimentaux a été perdue ou exondée en 2015, rendant les résultats inexploitables. L'expérience sera refaite en Mars 2016 en prenant en compte les très fortes variations de niveau
d'eau possibles sur certaines stations. En 2015, le travail a néanmoins pu être fait sur les stations en affluents (voir Partie III-3).

## 4- Analyse des réseaux trophiques (Jean-Marc Roussel, ESE ; Jean-Marc Paillisson, Ecobio)

L'objectif de ce travail est double. Il s'agit d'une part, d'identifier les sources d'énergie et les voies de transfert de cette énergie dans les réseaux trophiques de l'écosystème aquatique, d'autre part de spécifier le positionnement trophique de certaines espèces clés (poissons migrateurs, espèces invasives). La démarche repose sur l'utilisation de 2 méthodes complémentaires, l'analyse des isotopes stables de carbone et de l'azote dans les tissus des organismes aquatiques, et l'analyse de l'ADN présent dans les contenus stomacaux des espèces clés. La seconde méthode, appelée barcoding alimentaire, est plus récente dans ce type d'investigations ; à ce titre la réussite de sa mise en œuvre est incertaine et passe obligatoirement par une phase de mise au point préalable (voir Partie I-5).

Sur les stations lotiques du cours principal de la Sélune, des prélèvements de sources alimentaires de base (matière organique sédimentée, litière de feuilles mortes) ont été réalisés en 2015 (printemps et début d'été), pour compléter les prélèvements de végétaux et d'animaux aquatiques faits lors des inventaires floristiques et faunistiques de 2015 (Partie I-1). Une attention particulière est portée sur l'écrevisse signal, dont on suppose qu'elle tient un rôle centrale dans le fonctionnement des réseaux trophiques où elle est présente. Au total, environ 350 échantillons du cours principal de la Sélune sont actuellement en préparation au laboratoire (nettoyage, lyophilisation, pesés et encapsulation en feuilles d'étain) pour être envoyés au premier semestre 2016 au prestataire extérieur (University of New Brunswick, Canada). L'analyse des isotopes stables du carbone et de l'azote sera alors réalisée par spectrométrie de masse atomique. Les résultats seront connues au second semestre 2016 ; leur analyse et interprétation sera faite en 2017.

## 5- Mise au point du Barcoding (Dominique Barloy, Jean-Marc Roussel, ESE)

Cette méthode d'étude des relations prédateur/proies (ou plus largement consommateur/sources) repose sur l'analyse moléculaire des contenus stomacaux des consommateurs, en ciblant particulièrement l'écrevisse signal. L'espèce étant détritivore, son rôle dans la dégradation de la matière organique végétale est important, mais elle peut également se nourrir de proie animales (invertébrés, peut-être aussi les jeunes stades). Dans un premier temps, il s'agit de caractériser la taxonomie et de prélever des échantillons des macrophytes, bryophytes et plantes de berges présentes sur les sites du cours principal de la Sélune. Ces échantillons doivent permettre de constituer une base moléculaire (DNA Barcode) de référence pour la caractérisation du régime alimentaire de l'écrevisse.

Les prélèvements de végétaux ont été réalisés sur les stations SEL5, SEL12 et SEL15 du cours principal (17 espèces), et sur les stations IVR1, DOU2, DOU3, GEU2, GEU3, GEU4, CHE1, CHE4 en affluents (47 espèces). Il s'agit des taxa suivantes :

i) pour les algues : *Batrachospermum* sp., *Lemanea* sp., *Melosira* sp., *Oedogonium* sp., *Phormidium* sp., *Vaucheria* sp.

ii) pour les bryophytes : *Fontinalis antipyretica*, *Octodicasias fontanum*, *Amblystegium fluviatile*, *Amblystegium riparium*, *Brachythecium rivulare*, *Chiloscyphus polyanthos*, *Porella pinnata*, *Rhynchostegium riparioides*, *Riccardia sinuata*, *Scapania undulata*, *Thamnium alopecurum*

iii) pour les phanérogames : *Apium nodiflorum*, *Callitriche obtusangula*, *Fraxinus excelsior*, *Lycopus europeus*, *Myriophyllum alterniflorum*, *Polygonum hydropiper*, *Populus nigra*, *Potamogeton alpinus*, *Ranunculus penicillatus*, *Sambucus nigra*, *Scrophularia auriculata*, *Acer cf. campestre*, *Alnus glutinosa*, *Apium nodiflorum*, *Callitriche hamulata*, *Callitriche* (cf) *platycarpa*, *Corylus avellana*, *Crataegus monogyna*, *Digitalis purpurea*, *Dryopteris filix mas*, *Eupatorium canabinum*, *Fagus sylvatica*, *Fissidens crassipes*, *Glyceria fluitans*, *Hedera helix*, *Ilex aquifolium*, *Iris pseudacorus*, *Juncus effusus*, *Mentha aquatica*, *Phalaris arundinacea*, *Quercus robur*, *Ranunculus penicillatus*, *Rosa canina*, *Rubus fruticosus*, *Salix atropurpurea*, *Salix* sp., *Sambucus nigra*, *Solanum dulcamara*, *Symphytium officinale*, *Ulex europeus*.

Après prélèvement, les échantillons ont été vérifiés au laboratoire (observations loupe/microscope) puis lavés et stockés au congélateur à -20°C en attente d'extraction des ADNs. La mise au point d'extraction d'ADN est en cours au laboratoire. En 2016, la réalisation de la banque de référence DNA Barcode sera réalisée à partir de ces échantillons. Pour cela, les extractions des ADNs de toutes les plantes prélevées seront effectuées. Quatre barcodes utilisées chez les plantes seront testées à travers différentes amorces et les plus intéressantes seront utilisées pour obtenir les séquences permettant de caractériser les espèces étudiées. En parallèle, les écrevisses prélevées sur les
stations d'inventaire seront disséquées au laboratoire pour extraire leur contenu digestif, en vue de la recherche de l'ADN des plantes, des invertébrés aquatiques (omnivorie) voire des poissons (prédation sur les jeunes stades).

**Important** : un premier essai de barcoding alimentaire a été réalisé par notre équipe dans le cadre d'un autre projet qui se termine. Il vient de donner des résultats, qui sont malheureusement peu encourageants. Ils révèlent des contaminations d'ADN lors des opérations à la paillasse (prélèvements des contenus digestifs et/ou d'extraction de l'ADN). Il est probable que les conditions requises pour la préparation des échantillons de barcoding alimentaire ne soient pas présentes dans le laboratoire dont nous disposons actuellement. Ce constat questionne sur notre capacité à mener à bien un travail de qualité sur le barcoding alimentaire dans le projet RT. L'arrêt de ce travail est actuellement discuté.
# Partie III. Sur les 8 stations pilote en affluents

<table><thead><tr><th></th><th colspan="2">2014</th><th colspan="2">2015</th></tr><tr><th></th><th>S1</th><th>S2</th><th>S1</th><th>S2</th></tr></thead><tbody><tr><td colspan="5"><strong>8 stations pilote sur 5 affluents de la Sélune</strong></td></tr><tr><td>1- Etude des communautés végétales et animales</td><td></td><td></td><td>X</td><td></td></tr><tr><td>2- Activité photosynthétique</td><td></td><td>initialement pas prévu</td><td>X</td><td></td></tr><tr><td>3- Dégradation de la matière organique</td><td></td><td></td><td></td><td>X</td></tr><tr><td>4- Analyse des réseaux trophiques (isotopes stables et barcoding alimentaire), prélèvements</td><td></td><td></td><td>X</td><td></td></tr><tr><td colspan="5"><strong>Travaux en laboratoire</strong></td></tr><tr><td>Tri et détermination taxonomique</td><td></td><td></td><td>X</td><td>X</td></tr><tr><td>Préparation des échantillons pour l'ergostérol</td><td></td><td>X report</td><td>X report</td><td>X report</td></tr><tr><td>Préparation des échantillons pour les isotopes</td><td></td><td>X report</td><td>X</td><td>X</td></tr><tr><td>Dosage C, N et P dans les végétaux</td><td></td><td>X report</td><td></td><td>X rattrapage</td></tr><tr><td>Préparation et analyse de barcoding alimentaire</td><td></td><td></td><td>X report</td><td>X report</td></tr><tr><td>Analyse de l'ergostérol (prestation externe)</td><td></td><td></td><td></td><td>X report</td></tr><tr><td>Analyse des isotopes stables (prestations externes)</td><td></td><td></td><td></td><td>X</td></tr><tr><td><strong>Interprétation des résultats</strong></td><td></td><td></td><td>X</td><td>X</td></tr><tr><td><strong>Valorisation</strong></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr></tbody></table>

## 1- Etude des communautés végétales et animales en place (collectif ESE et Ecobio).

Le travail a pour objectif de décrire les biocénoses aquatiques, végétales et animales, en place sur les 8 stations pilote choisies. Il s'appuie sur des inventaires réalisés à partir des méthodes spécifiques aux différents groupes taxonomiques et conventionnellement utilisées dans ce type de travail. Il doit permettre la caractérisation des communautés, d'un point de vue structurel (détermination taxonomique, abondance, biomasse) et fonctionnel (production primaire, dégradation de la matière, production secondaire, organisation trophique, fonctionnement des réseaux trophiques). Les éléments de méthodes communs à l'étude des stations du cours principal sont disponibles dans la partie précédente (Partie II) et ne sont pas réécrits ici.

### i) Les communautés végétales aquatiques (Julie Coudreuse, ESE)

Les conditions abiotiques sont caractéristiques des têtes de bassin versants : des écoulements globalement dominés par des zones lotiques (radiers et plats courants), peu profonds, peu éclairés (25% en moyenne de zones découvertes par la ripisylve) et présentant un substrat de fond dominé par les substrats stables (70% de cailloux et blocs). Les stations ont été positionnées de manière à minimiser les variations de ces conditions du milieu. La végétation aquatique y est relativement abondante (10 espèces en moyenne) pour un recouvrement plutôt faible (10%) (Figure 13). La répartition est globalement équilibrée en terme de représentation des groupes taxonomiques, avec une légère dominance des bryophytes (Rhynchostegium riparioides, Amblystegium riparium et Fissidens crassipes principalement). La dominance de ce groupe est l'une des caractéristiques de la végétation de tête de bassins versants, ces derniers étant tolérant à l'ombrage et favorisés sur les systèmes lotiques à substrats stables.

De plus, le développement des bryophytes est principalement conditionné par la présence de substrat stable et d'écoulements rapides (oxygénants) ce qui explique leur faible abondance sur les stations présentant les écoulements les plus lents (GUE4, CHE1 et CHE4). Le site de l'lvret (IVR1), seul site présentant des substrats stables sur tout le linéaire, peu éclairé limitant donc le développement des phanérogames, présente justement le plus fort recouvrement en bryophytes. L'influence du gradient amont/aval est également illustrée par la plus forte abondance des phanérogames (principalement Callitriche hamulata) sur les stations les plus larges, plus proches de la confluence au cours principal de la Sélune (DOU2, DOU3, GUE2, GUE4). Cette influence aval est liée à l'augmentation de l'éclairement direct sur le lit du cours d'eau, qui est déterminant pour le développement des phanérogames et de la plupart des algues. Ainsi, les abondances plus
fortes de ces groupes sont trouvées sur les stations les plus éclairées : Dou2 (60% d'éclairement), Dou3 (40% d'éclairement), Gue2 (30% d'éclairement).

En terme de productivité, la simple analyse de l'abondance totale des peuplements peut être
trompeuse. La croissance des bryophytes est lente mais les peuplements sont pérennes ; les
algues et phanérogames présentent une croissance plus forte sur la période printemps-automne
mais diminue en hiver. Ainsi, la production primaire est probablement plus importante la Douenne
(DOU2 et DOU3) et l'aval de la Gueuche (GUE2) que sur l'Ivret (IVR1), alors que les
recouvrements végétaux toutes catégories confondues (bryophytes, phanérogames, algues) y sont
les plus fortes (15 à 25% au total, **Figure 13**).

Les communautés macrophytiques vues par l'Indice Biologique Macrophytique en Rivière (pour plus de détails, voir le sous-thème « Biomonitoring et Qualité Biologique » de la convention AESN-CNRS n°1053864) révèlent une tendance à la dystrophie sur les ruisseaux de la Douenne et de Chenilly. Cette tendance s'exprime par la perte d'espèces polluo-sensibles et le développement des espèces polluo-résistantes comme *Amblystegium riparium* (bryophyte ammoniaco-tolérante) et de vauchéries (algues), probablement en lien avec une altération de la qualité physicochimique de l'eau sur l'aval de ces affluents.

<figure><img src="image_45.png" /></figure>

**Figure 13.** Répartition des différents groupes taxonomiques de macrophytes sur les affluents de la Sélune en 2015, selon l'abondance (à gauche, pourcentage de recouvrement sur la station) et la richesse spécifique (à droite, nombre d'espèces).

ii) Les communautés planctoniques et biofilms (Alexandrine Pannard, Ecobio ; Caroline Gorzerino, ESE)

Pour l'étude du biofilm dans les affluents, nous avons mis en place en mai 2015 des supports métalliques au fond du lit de chacune des stations, comprenant des lames de microscope en verre comme support de développement (Figure 14). Puis le même mode opératoire que pour les cagettes du cours principal a été suivi un mois après immersion (physico-chimie, concentrations en nitrates, phosphates et silicates, biomasses de phytoplancton, structure des communautés, prélèvements pour analyses isotopiques).

<figure><img src="image_46.png" /></figure>

**Figure 14.** Supports avec lames en verre posés dans le lit des affluents.
Après 1 mois de colonisation, les supports et les lames ont été récupérés. Le biofilm était parfois très fin, voire inexistant. Lorsque cela était possible, du biofilm était raclé et récupéré pour les analyses isotopiques. Sur les lames, des mesures au Phyto-PAM ont été réalisées. Enfin, des substrats naturels (pierres, cailloux) ont été brossés pour récupérer du biofilm supplémentaire pour analyses isotopiques.

<figure><img src="image_47.png" /><figcaption>**Figure 15.** Biomasses du phytoplancton (gauche) et du biofilm (droite) sur les stations d'études. Les traits verticaux représentent les écarts types autour de chaque moyenne.</figcaption></figure>

Les concentrations de phytoplancton restent globalement très faibles avec moins de 2 µg chla/L (Figure 15). Sur ces têtes de bassin versant très lotique, seule la présence d'étangs connectés aux affluents pourrait induire un ralentissement et éventuellement aboutir à des concentrations plus élevées de chlorophylle. La biomasse de biofilm est également plus faible que dans les barrages. Même sur substrat naturel, le biofilm était peu abondant, avec de plus fortes biomasses sur les stations aval d'affluents. Les plus fortes abondances en biofilm ont été observées sur les stations de Chenilly et de la Gueuche 2. On remarque que la Gueuche, seul affluent échantillonné sur 3 stations, montre une forte variabilité inter-stations des biomasses de biofilm et de phytoplancton.

L'analyse des communautés présentes dans le biofilm et dans le phytoplancton est en cours. En 2016, les opérations seront renouvelées mais en utilisant des briques équipées de lames de microscope, pour pallier à la fragilité et au manque de stabilité des supports précédents.

### iii) Les communautés d'invertébrés aquatiques (Christophe Piscart, Ecobio)

Les structures trophiques des communautés d'invertébrés sur les affluents sont relativement similaires entre stations localisées sur les mêmes affluents mais les différences entre affluents peuvent être relativement importantes (Figure 16). En particulier, la station IVR1 présente une structure trophique très différente de celles des autres affluents, avec une proportion plus forte de décomposeurs. Cela s'explique probablement par le fait que la station IVR1 est la seule à se trouver entièrement en forêt où les apports en matière organique détritique (litière) sont donc plus importants. De façon générale, toutes les autres stations ont une très forte abondance de brouteurs et de mangeurs de dépôts, ce qui correspond bien au type de communauté que l'on s'attend à avoir dans des petits cours d'eau en zone de polyculture et élevage.
<figure><img src="image_48.png" /><figcaption>**Figure 16.** Proportions relatives des principales guildes trophiques des communautés d'invertébrés sur les huit stations des affluents en Mars 2015.</figcaption></figure>

#### iv) Les écrevisses (Jean-Marc Paillisson, Ecobio)

L'échantillonnage des écrevisses sur affluents a été réalisé dans les mêmes conditions que celles du cours principal de la Sélune. L'effort de piégeage a été légèrement augmenté puisque 40 à 43 pièges ont été installés à chacune des stations. L'effort a été redoublé à la station DOU3 en raison de la capture de seulement deux individus lors d'une première journée de piégeage réalisés avec 40 nasses.

<figure><img src="image_49.png" /><figcaption>**Figure 17.** Occurrence (% de pièges contenant au moins une écrevisse) et abondance (Capture Par Unité d'Effort, CPUE, en nombre d'individus par piège et par 24h) de l'écrevisse signal dans les 8 stations sur les affluents de la Sélune. Les barres verticales représentent les écarts-types autour des moyennes (pour les CPUE uniquement).</figcaption></figure>

Comme attendu, l'écrevisse est absente sur l'Ivret et présente sur tous les affluents en amont (Figure 17) selon des gammes variables d'occurrence (0,03-0,55) et d'abondance (0,03-0,95 écrevisse/piège/24h). L'espèce est particulièrement abondante sur la Gueuche et d'importants
contrastes amont-aval sont notés sur la Douenne et le ruisseau de Chenilly. L'analyse de la structure des populations d'écrevisses sera réalisée dans un second temps une fois les écrevisses actuellement conservées au congélateur mobilisées pour l'analyse des isotopes stables et le barcoding alimentaire.

v) Les communautés de poissons (Jean-Marc Roussel, ESE)

L'échantillonnage des poissons en affluent a été réalisé en pêche électrique, mais contrairement au cours principal, la méthode dite par enlèvements successifs a été retenue. Sur chaque station, un secteur hétérogène en terme d'habitat (radier et profond) d'une longueur de 20 à 30 mètres a été délimité par des filets barrant la largeur du ruisseau en limite amont et aval. Puis 2 passages à l'électricité, espacés d'environ 20 minutes et sans remise des poissons, ont été réalisés d'aval vers l'amont. Cette méthode, impossible à pratiquer dans le cours principal du fait de la largeur, a l'avantage de permettre une estimation plus précise de la densité des espèces de poisson.

Les résultats des abondances de poissons par station sont donnés **Figure 18**. Le chabot est l'espèce qui domine en abondance. Lorsqu'il est absent, les densités sont très basses sur les stations de la Gueuche amont (GUE3 et GUE4) et de l'Ivret (IVR1). On remarque aussi la présence de la truite sur toutes les stations, en abondance plutôt faible. L'anguille, la seule espèce amphihaline dans les inventaires, est présente uniquement sur l'Ivret. Les données biométriques (classes de tailles et biomasse) restent à considérer.

L'analyse des isotopes stables permettra de comprendre les différences de fonctionnement des réseaux trophiques entre les affluents, ces tendances seront à relier avec les résultats obtenus sur les autres groupes taxonomiques, l'activité photosynthétique ou encore la dégradation de la matière organique.

<figure><img src="image_50.png" /><figcaption>**Figure 18.** Variations de densités des espèces de poissons présentes sur les 8 stations lotiques de référence pour caractériser les réseaux trophiques des affluents de la Sélune.</figcaption></figure>
## 2- Activité photosynthétique (Alexandrine Pannard, Ecobio ; Caroline Gorzerino, ESE)

L'activité photosynthétique du phytoplancton et du biofilm (Figure 19) varie en fonction des affluents, mais également des stations sur un même affluent. Les stations aval présentent en général une activité photosynthétique plus élevée que les stations amont, comme par exemple la Douenne pour le phytoplancton et La Gueuche pour le biofilm. La station de l'Ivret (IVR1) présente une activité photosynthétique maximale pour le phytoplancton et minimale pour le biofilm (inférieure aux limites de détection, en raison d'une quasi absence de biofilm). A l'inverse, la station DOU3 (amont) présente une activité photosynthétique dominée par l'activité du biofilm.

Les dosages du carbone organique dissous et particulaire dans l'eau sont en cours, ce qui permettra de calculer les rapports stœchiométriques de la matière organique. En 2016, les opérations seront renouvelées mais en utilisant des briques équipées de lames de microscope, pour pallier à la fragilité et au manque de stabilité des supports précédents ; des mesures complémentaires seront réalisées.

<figure><img src="image_51.png" /><figcaption>**Figure 19.** Activité photosynthétique moyenne du phytoplancton (gauche) et du biofilm (droite) sur les stations d'études. Les traits verticaux représentent les écarts types autour de chaque moyenne.</figcaption></figure>

## 3- Activité de dégradation de la matière organique (Christophe Piscart, Ecobio)

Dans le cadre du stage de Master 2 de Sylvestre Rivière, une étude de la dégradation de litière a été conduite de Janvier à Mars 2015 sur les huit stations retenues sur les affluents. Pour chacune, nous avons utilisé trois essences forestières différentes (aulne glutineux, châtaignier et chêne pédonculé) afin de tester leur dégradabilité. Une première estimation des vitesses de dégradation a été faite entre Janvier et Février 2015, par la méthode des sacs de litière à l'aide de sacs grillagés ayant des vides de maille de 5 mm de diamètre et rempli d'un mélange équilibré de ces trois litières.

Les cinétiques de dégradation des différentes essences de feuilles montrent des différences marquées (Figure 20). L'aulne connait la dégradation la plus rapide, avec 50% (± 22) de masse perdue en moyenne au bout des 51 jours de dégradation. Le châtaignier a une dégradation intermédiaire avec 29% (± 17) de masse perdue au bout des 51 jours. Enfin, les masses de feuilles de chêne ne commencent à diminuer qu'après le 27ème d'immersion, pour atteindre seulement 6% (± 6) de masse perdue après 51 jours de dégradation. Les différences de vitesse de dégradation observées sont en grandes parties liées à la cinétique de conditionnement dont on mesure les effets aux différentes dates l'évolution des structures biomécaniques (la dureté et l'épaisseur) des feuilles. Toutefois, des mesures complémentaires sont attendues en 2016 (composition en C, N, P des feuilles, dosages ergostérol) pour confirmer ces premiers résultats.

Une seconde expérience a été réalisée entre Février et Mars 2015 afin de mesurer l'effet de la durée du conditionnement (temps passé dans l'eau pour que les microorganismes colonisent les feuilles avant de mesurer leur dégradation). Pour cela, les trois types de feuille ont été préalablement conditionnés sur chaque site pendant 0, 23 et 47 jours dans des sacs à mailles fines (0.5mm) afin d'être naturellement colonisées par les microorganismes. Pour chaque type de feuille et pour les trois durées de conditionnement, la vitesse de dégradation des feuilles a été mesurée séparément dans les sacs utilisés dans l'expérience 1 (5mm) pour obtenir la vitesse de décomposition totale (invertébrés + micro-organismes) mais aussi dans des sacs à mailles fines (0.5mm) pour mesurer la vitesse de
dégradation par les micro-organismes uniquement. En parallèle, la biomasse des invertébrés décomposeurs a été estimée sur chaque site à l'aide de quatre prélèvements d'invertébrés avec un filet Surber (0.05m²) afin de corréler le taux de dégradation de la litière et la biomasse en invertébrés décomposeur.

<figure><img src="image_52.png" /><figcaption>**Figure 20.** Evolution des masses de feuille au cours du temps (moyenne ± écart type), pour les feuilles d'aulne (en vert), de châtaignier (en orange) et de chêne (en rouge) pendant la période d'étude.</figcaption></figure>

Les résultats montrent que la durée du conditionnement préalable des feuilles à un effet différent selon l'essence (Figure 21). Ainsi, la dégradation de l'aulne après 21 jours reste similaire pour les différents conditionnements préalables (t0, t1 et t2). A l'inverse, les dégradations du châtaignier et du chêne sont plus importantes pour des feuilles conditionnées que pour des feuilles non conditionnées. L'écart du taux de dégradation entre les types de feuilles tend à diminuer avec l'augmentation de la durée de conditionnement préalable, et deviennent similaires à 47 jours de conditionnement préalables.

<figure><img src="image_53.png" /><figcaption>**Figure 21.** Masse de feuille restante (moyenne ± écart type), pour les feuilles d'aulne (vert), de châtaignier (orange) et de chêne (rouge), après 21 jours de dégradation en présence (A) ou en absence (B) d'invertébrés, selon 3 durées de conditionnement préalable (t0 = sans conditionnement, t1 = 23 jours et t2 = 47 jours).</figcaption></figure>

Ces deux expériences ont permis de montrer que le recyclage des litières, processus majeur dans la structuration des réseaux trophiques et des communautés d'invertébrés benthiques, est fortement influencé par le type de litière. En effet, les deux processus à la base du recyclage (le conditionnement par les micro-organismes et la dégradation) sont fortement influencés par le type de litière. Ces résultats confirment l'hypothèse selon laquelle une diversité fonctionnelle de la ripisylve, en termes de structure biomécanique des feuilles, permet un étalement de la période de biodisponibilité
de la ressource après l'abscission des feuilles. En effet, les feuilles tendres (aulne) peuvent être rapidement consommées par les invertébrés alors que les autres ne seront disponibles qu'après quelques semaines (châtaignier) voir quelques mois (chêne). Un mélange de ces feuilles permet ainsi d'assurer un apport durable en ressources nutritives jusqu'au printemps suivant et le développement du biofilm et des plantes aquatiques. La suppression de certaines de ces ressources pourrait donc avoir d'importantes conséquences sur les communautés de décomposeurs, et par cascades trophiques le long des chaines alimentaires jusqu'aux poissons.

Pour 2016, de nouvelles mesures de vitesses de décomposition seront réalisées en mars en utilisant les mêmes feuilles d'aulne que celles utilisées en 2015 afin de tester la variabilité annuelle du taux de décomposition des litières. La composition élémentaire des feuilles devrait également être mesurée afin de convertir les taux de décomposition des litières en flux de nutriment pour l'écosystème.

## 4- Analyse des réseaux trophiques (Jean-Marc Roussel, ESE ; Jean-Marc Paillisson, Ecobio)

Il s'agit d'identifier les sources d'énergie et les voies de transfert de cette énergie dans les réseaux trophiques de l'écosystème aquatique, puis de spécifier le positionnement trophique de certaines espèces clé (poissons migrateurs, espèces invasives). La démarche repose sur l'analyses de isotopes stables de carbone et de l'azote dans les tissus des organismes aquatiques, et sur l'analyse des l'ADN présent dans les contenus stomacaux de espèces clé. La mise en œuvre de la seconde méthode (barcoding alimentaire) passe par une phase de mise au point (voir Partie I-5).

Sur les 8 stations des affluents choisis, les prélèvements de sources alimentaires de base (matière organique sédimentée, litière de feuilles d'arbre) ont été réalisés en 2015 (printemps et début d'été), pour compléter les prélèvements de végétaux et animaux aquatiques faits lors des inventaires floristiques et faunistiques de 2015 (Partie III-1). Au total, c'est près de 800 échantillons qui sont actuellement en préparation au laboratoire (nettoyage, lyophilisation, pesés et encapsulation en feuilles d'étain) pour être envoyés au premier semestre 2016 au prestataire extérieur (University of New Brunswick, Canada). L'analyse des isotopes stables du carbone et de l'azote sera alors réalisée par spectrométrie de masse atomique. Les résultats seront connues au second semestre 2016 ; leur analyse et interprétation sera faite en 2017.
Rapport d'avancement 2016
# Effets de l'arasement des barrages sur le fonctionnement des réseaux trophiques

## Avancement des travaux 2016

**UMR ESE Ecologie et Santé des Ecosystèmes (INRA / Agrocampus-Ouest à Rennes)**

Julie Coudreuse, Caroline Gorzerino, Dominique Huteau, Eric Petit, Maxime Poupelin, Jean-Marc Roussel

**UMR ECOBIO Ecosystèmes, Biodiversité, Evolution (CNRS/Université Rennes 1)**

Guillaume Bouger, Jean-Marc Paillisson, Alexandrine Pannard, Christophe Piscart

### Rappel du contexte du projet

Le projet « Réseaux Trophiques » (« projet RT » par abréviation dans la suite du document) a l'ambition de considérer, dans un ensemble large, les différentes composantes des biocénoses aquatiques et rivulaires de la Sélune, des sources à l'estuaire. Sans focaliser sur un groupe taxonomique ou une communauté d'espèces en particulier, la démarche vise à étudier les interactions entre ces composantes, des microorganismes aux poissons, avec pour objectif principal de comprendre les relations trophiques (« qui mange quoi »). Les interactions trophiques sous-tendent en grande partie les équilibres (et les déséquilibres) que l'on peut observer au sein des écosystèmes. Décrivant le fonctionnement des écosystèmes, ce type d'approche sur les réseaux trophiques est souvent qualifiée de fonctionnel. Dans le cas présent, le projet RT doit permettre de comprendre les équilibres trophiques actuels dans les écosystèmes aquatiques, des têtes de bassin versant à l'estuaire, puis de suivre les modifications engendrées par la restauration des continuités écologiques, et notamment les nouveaux équilibres qui s'installeront au sein des biocénoses aquatiques.

Les recherches menées dans le projet RT apporteront des réponses aux questions génériques suivantes : quelles conséquences ont les opérations de démantèlement de barrages sur les biocénoses aquatiques en place, leurs interactions et le fonctionnement des écosystèmes aquatiques, des têtes de bassin versant à l'estuaire ? Comment l'écosystème rivière se restaure-t-il à l'emplacement précis d'un ancien lac de barrage ? Quels sont les rôles de certaines espèces clés (notamment les poissons amphihalins et les espèces invasives) dans les nouveaux équilibres de l'écosystème cours d'eau reconnecté à l'océan ?

### Rappel des objectifs généraux

Durant la période 2014-2018, avant l'ouverture de l'hydrosystème aux migrateurs amphihalins, deux objectifs sont particulièrement visés par le projet RT dans sa configuration initiale. Il s'agit :

1. d'établir, avant les opérations de vidange, un état de lieux des réseaux trophiques et du fonctionnement des écosystèmes aquatiques sur le fleuve (hors estuaire) et les affluents,

2. d'étudier, à partir des opérations de vidange, la mise en place des nouveaux équilibres trophiques dans les néo-habitats d'eau courante.

### Partenaires scientifiques impliqués et évolution

Le projet RT regroupe 9 personnes de deux Unités Mixtes de Recherche : Ecologie et Santé des Ecosystèmes (INRA-Agrocampus Ouest à Rennes) et Ecobio (CNRS-Université de Rennes). Il a débuté de manière effective au troisième trimestre 2014 avec le recrutement d'un assistant ingénieur, Maxime Poupelin, dont le rôle est de mener les campagnes d'échantillonnage sur le terrain, de contribuer à la préparation des échantillons et au rendu des résultats.
Deux évolutions importantes touchant le périmètre du projet ont eu lieu en 2016 :

1- Suite aux difficultés techniques rencontrées en 2015, l'approche moléculaire des relations trophiques (barcoding alimentaire) est abandonnée. Cependant, les conséquences sur l'avancement du projet sont minimes. En effet, le barcoding alimentaire était surtout envisagé comme un complément innovant de l'approche classique par analyses de isotopes stables. Les efforts vont donc être reportés sur la méthode classique, qui avance de manière satisfaisante par ailleurs.

2- Une extension de l'aire d'étude à l'estuaire est programmée. Deux nouveaux partenaires, Ifremer Dinard et Agrocampus-Ouest, ont proposé un projet sur les communautés benthiques de l'estuaire et de la Petite Baie, qui comprend l'étude des réseaux trophiques dans ces habitats. Le projet a été retenu pour financement par l'AESN (convention N° 1066356-1), et doit commencer au printemps 2017. Bien que sur 2 conventions différentes, les travaux des projets en rivière et en estuaire seront coordonnés et les informations potentiellement complémentaires qu'ils apporteront pourront faire l'objet de comparaisons.

## Organisation du rapport 2016

Ce rapport d'avancement du projet RT ne reprend que les résultats et faits marquants de l'année 2016. Il s'organise de la même manière que le rapport 2015, en 3 parties successives qui correspondent aux travaux menés :

**Partie I.** A l'échelle de l'hydrosystème entier

**Partie II.** Sur 6 stations pilotes du cours principal

**Partie III.** Sur 8 stations pilotes en affluents

La carte présentée ci-dessous (Figure 1) reprend l'ensemble des stations échantillonnées dans les 3 parties du projet RT (profil en long, réseaux du cours principal, réseaux des affluents).

<figure><img src="image_54.png" /><figcaption>Figure 1. Les principales stations d'études retenues depuis 2014 pour le projet « réseaux trophiques ».</figcaption></figure>

Pour suivre l'avancement des travaux, chaque partie débute par un tableau qui rappelle les livrables attendus. Dans ces tableaux, une croix verte signifie que le livrable annuel est accompli, une croix
orange qu'il est en cours (léger retard par rapport aux prévisions), une croix rouge qu'il n'a pas été
réalisé (décalage de programmation). Ensuite pour chaque partie, les résultats obtenus en 2016 sont
présentés sous une forme synthétique et illustrative, mettant en avant les principales avancées et
conclusions du projet RT pour l'année écoulée. La valorisation scientifique est indiquée dans des
encadrés au fil du texte.

Point budget fin 2016

La convention AESN-INRA n° 1 050 492 couvre la période de juillet 2014 à juillet 2019. Un budget
total de 295 427 € est réparti sur deux laboratoires, INRA (UMR ESE, Rennes) d'une part et CNRS
(UMR Ecobio, Rennes) d'autre part. Les dépenses cumulées par poste jusqu'en 2016 inclus sont
présentées sur les graphiques ci-dessous.

<figure><img src="image_55.png" /></figure>

<figure><img src="image_56.png" /></figure>
# Partie I. A l'échelle de l'hydro système Sélune

<table><thead><tr><th></th><th colspan="2">2014</th><th colspan="2">2015</th><th colspan="2">2016</th></tr><tr><th></th><th>S1</th><th>S2</th><th>S1</th><th>S2</th><th>S1</th><th>S2</th></tr></thead><tbody><tr><td><strong>Echelle hydro système Sélune</strong></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>1- Profil isotopique de référence</td><td>X</td><td></td><td>X ajout</td><td></td><td>terminé</td><td></td></tr><tr><td>2- Essai détectabilité par ADNe</td><td>X<br>report</td><td>X report</td><td>X rattrap.</td><td>X rattrap.</td><td>X</td><td>X</td></tr><tr><td>3- Distribution spatiale écrevisse signal</td><td></td><td></td><td>X</td><td>X</td><td>X</td><td>terminé</td></tr><tr><td><strong>Travaux en laboratoire</strong></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Préparation des échantillons isotopes</td><td></td><td>X</td><td>X</td><td>X</td><td>X</td><td>X</td></tr><tr><td>Préparation et analyse de barcoding alimentaire</td><td></td><td></td><td>X report</td><td>X report</td><td>annulé</td><td></td></tr><tr><td>Analyse des isotopes stables (prestations externes)</td><td></td><td></td><td></td><td>X</td><td>X</td><td>X</td></tr><tr><td><strong>Interprétation des résultats</strong></td><td></td><td></td><td>X</td><td>X</td><td>X</td><td>X</td></tr><tr><td><strong>Valorisation</strong></td><td></td><td></td><td></td><td>X</td><td>X</td><td>X</td></tr></tbody></table>

## 1- Profil isotopique de référence (Jean-Marc Roussel, ESE ; Maxime Poupelin, ESE).

L'analyse des isotopes stables dans les organismes aquatiques est l'une des méthodes retenues pour étudier les réseaux trophiques et leur fonctionnement dans le projet RT. En effet, les variations de proportion des isotopes stables lourds et légers dans les tissus des organismes permettent détecter l'origine de l'énergie qui alimente les réseaux trophiques, et de retracer les chaines alimentaires en indiquant le niveau trophique des organismes. Ici, l'objectif du travail est de fournir un état de référence isotopique des biocénoses aquatiques sur le cours principal de la Sélune, le long d'un profil allant de la source à la limite amont de l'estuaire, avant la remise en continuité par enlèvement des barrages. Deux campagnes d'échantillonnage de poissons, invertébrés et plantes aquatiques ont été faite en 2014 et 2015 sur les 13 stations (voir la carte Figure 1). En 2016, des prélèvements complémentaires ont été fait sur les même stations et 3 stations supplémentaires dans les lacs (Sel25, Sel23, Sel19) pour échantillonner la Matière Organique Particulaire (MOP) par filtration d'eau.

Les résultats isotopiques (Figure 2) montrent une nette différence dans les proportions isotopiques du carbone et de l'azote entre les consommateurs primaires (invertébrés) et les consommateurs secondaires (poissons), ce qui est conforme aux attentes. Ces différences le long des chaines alimentaires sont assez similaires quelques soit la station le long du gradient amont-aval. Pour le carbone, malgré de fortes variations des valeurs entre les stations de l'amont des barrages, les résultats indiquent une assez bonne stabilité des signaux isotopiques sur le gradient amont-aval. A noter une valeur très élevée dans le prélèvement de MOP dans le lac de Vezins au niveau du Pont de la République, suggérant une forte activité photosynthétique par le phytoplancton. Pour l'azote, la discontinuité isotopique entre l'amont et l'aval des barrages est bien marquée, les valeurs étant systématiquement enrichies à l'aval. Cela suggère que les chaines alimentaires à l'aval des barrages sont alimentées par des nutriments azotés d'origine différente.

A ce stade, deux hypothèses peuvent être avancées pour expliquer cette discontinuité isotopique sur l'azote : 1- il s'agit d'un effet lié à la présence des deux lacs, desquels diffuseraient des nutriments azotes enrichies en isotopes lourds, 2- cet enrichissement a une origine marine et il serait le résultat d'une accumulation d'isotopes lourds de l'azote sous le barrage aval. S'il est pour l'instant difficile de choisir l'une ou l'autre des hypothèses, celle d'une discontinuité de propagation vers l'amont (2-) des nutriments d'origine marine est très plausible. Elle peut être étayée par une littérature abondante sur le rôle des espèces amphihalines dans la dispersion de nutriments et d'énergie de l'océan vers les écosystèmes aquatiques continentaux. Si cette hypothèse est bonne, on devrait assister à une augmentation du signal isotopique de l'azote à l'amont des barrages après ouverture. Dans ce cas, le profil isotopique amont-aval, tel que mis au point dans ce travail, se révèlera être un outil performant pour détecter et quantifier les discontinuités océan-cours d'eau dans le contexte des fleuves côtiers.

Roussel J.M. Stable isotope continuums as a tool to trace eutrophication processes from headwaters to estuaries. 4ème Journées Internationales de Limnologie et d'Océanographie. Saint-Malo (France) 27-29 septembre 2016.
<figure><img src="image_57.png" /></figure>

**Figure 2.** Proportion (‰, axes des ordonnées) en isotopes lourds du carbone (graphique du bas, notation conventionnelle $\delta^{13}C$) et de l'azote (graphique du haut, notation conventionnelle $\delta^{15}N$) dans les organismes aquatiques collectés sur le cours principal de la Sélune (été 2014 et 2015) à différentes stations, depuis la limite de salure des eaux (notée KM zéro en abscisse) jusqu'à la source. Des prélèvements de matière organique particulaire (MOP), réalisés en 2016, ont également été analysés par filtration d'eau, y compris dans les deux lacs.

<figure><img src="image_58.png" /></figure>

## 2- Essais de détectabilité par ADN environnemental : mise au point d'un protocole pour l'écrevisse signal (Eric Petit, ESE ; Anne-Laure Besnard, ESE ; Maxime Poupelin, Al CDD ; Nicolas Macel, M2)

Des techniques classiques (piégeage, pêche électrique) ont démontré que l'écrevisse signal est principalement présente en amont de la retenue de Vezins, alors qu'elle semble absente ou rare dans les affluents qui se jettent directement dans les retenues ou en aval des barrages. Cette situation est susceptible d'évoluer avec la baisse des niveaux d'eau puis l'arasement des barrages, qui vont rendre ces zones accessibles à l'invasion, alors même que certaines d'entre elles abritent des populations relicuelles d'écrevisse à pattes blanches. Pour détecter les premiers signaux de ces modifications d'aire de distribution à l'échelle du bassin versant, le piégeage et la pêche électrique peuvent avantageusement être complétés par la détection d'ADN environnemental, un outil dont la mise en place a démarré en 2015 par la mise au point de marqueurs spécifiques de l'espèce et d'un protocole d'échantillonnage adapté au milieu lotique.

Les deux objectifs de l'année 2016 était (1) de terminer la mise au point d'un protocole de détection de l'écrevisse signal en milieu lotique à partir d'ADN issu d'échantillons environnementaux, et (2) d'appliquer ce protocole à un ensemble de stations échantillonnées sur la Sélune et ses affluents, pour obtenir une vision complémentaire de celle obtenue à partir du piégeage et des pêches sur la distribution de l'écrevisse signal sur le bassin versant. Ces travaux ont été principalement réalisés dans le cadre du stage de Master 2 de Nicolas Macel (Master « Environnement, Ecotoxicologie, Ecosystèmes » de l'Université de Lorraine).
Les échantillons récoltés en 2015 dans le cadre du stage de Marion Marlin (cf. Avancement des travaux 2015) ont été amplifiés par PCR quantitative avec un jeu d'amorces et une sonde spécifiques dessinés pour la détection de l'écrevisse signal à partir d'un alignement de séquences disponibles dans les bases de données internationales (GenBank). Nous avons en particulier vérifié la spécificité de ce protocole vis-à-vis de l'écrevisse à pattes blanches. Les premiers résultats ont démontré que les échantillons issus des sédiments n'apportaient pas d'information complémentaire par rapport aux échantillons prélevés dans la colonne d'eau, qui de ce fait ont été préférés pour la suite des analyses, car plus faciles à obtenir sur le terrain puis à filtrer en laboratoire. Les 420 échantillons issus de prélèvements dans la colonne d'eau ont chacun été amplifiés trois fois, afin de prévenir les faux négatifs liés à la stochasticité de l'amplification d'échantillons d'ADN faiblement concentrés. Les résultats de ces amplifications ont été analysés à l'aide de modèles d'occupation qui permettent d'estimer la probabilité de détecter l'écrevisse quand elle est présente, d'une part, et la probabilité de présence, d'autre part. L'analyse des échantillons de 2015 visait essentiellement à comprendre ce qui peut moduler les probabilités de détection, puisque tous les prélèvements ont eu lieu sur des cours d'eau qui accueillent l'écrevisse en plus ou moins forte densité.

Les résultats des modèles statistiques (Figure 3) montrent que la probabilité de détecter l'écrevisse quand elle est présente et ce, à partir d'un échantillon pris dans la colonne d'eau, est de 0,55. Quatre échantillons ayant été prélevés à chaque station, la probabilité de détection par station était donc de $1-(1-0,55)^4=0,959$. Ces résultats montrent aussi que la détection de l'écrevisse en amont de la station échantillonnée augmente la probabilité de détection à cette dernière, ce qui suggère que l'ADN dévale le cours d'eau. Ces résultats sont corroborés par une analyse de l'influence des confluences, qui montre qu'en général une station située immédiatement à l'aval d'une confluence présentera un signal de détection positif quand au moins une des deux stations en amont de la confluence est elle-même positive. On note aussi que le meilleur modèle (m42) montre un effet du volume d'eau filtré sur la probabilité de détection, un résultat qui reste à conforter car ici lié à un des affluents échantillonnés.

<figure><img src="image_59.png" /><figcaption>**Figure 3.** Analyse statistique des probabilités de détection et probabilité de présence de l'écrevisse du Pacifique dans 4 stations du bassin versant de la Sélune à l'aide la fonction occu (package unmarked, R). Quelques modèles sont montrés ici, avec leur AIC. CPUE : Capture Par Unité d'Effort (indice d'abondance estimé par piégeage au site d'échantillonnage); débit : débit mesuré au point d'échantillonnage ; Vfiltré : volume d'eau filtré à partir duquel a été réalisé l'extraction d'ADN ; Det_Sprec : détection de l'écrevisse signal sur le point d'échantillonnage situé immédiatement en amont du point d'échantillonnage considéré. +/- : effet positif/négatif sur la probabilité de détection/présence ; NS : non significatif ; S : significatif (estimation dont l'intervalle de confiance exclut 0).</figcaption></figure>
Un protocole de détection de l'écrevisse signal par ADNe ayant pu être mis au point, nous l'avons
testé grandeur nature sur 55 stations : (1) les 13 stations du profil en long de la Sélune (cf Figure 1),
plus 28 stations situées juste en amont des confluences des principaux affluents de la Sélune ; (2) 5
stations supplémentaires situées sur l'Airon, principal affluent de la Sélune ; (3) 3 stations
supplémentaires sur chacun des trois affluents suivants, caractérisés par des CPUE contrastées en
écrevisse, à savoir le Vau Roux (CPUE=0), Mesnelle (CPUE=0,2) et Chenilly (CPUE=1).

Les résultats obtenus montrent une présence de l'espèce dans toutes les stations du cours principal de la Sélune, et dans la plupart des affluents échantillonnés, à l'exception des affluents qui se jettent directement dans les réservoirs (Fig.4). Un résultat étonnant est que les 4 prélèvements du Vau Roux montrent la présence de l'écrevisse signal, alors qu'elle n'avait pas été piégée dans cet affluent. Est-ce une invasion récente (les piégeages sont antérieurs aux prélèvements d'ADNe) ? Une plus grande sensibilité de la détection par ADNe dans certaines conditions ? Un apport d'ADN par des prédateurs ? Des investigations complémentaires sont à mener pour trancher entre ces différentes hypothèses. De la même manière, il reste à expliquer pourquoi l'espèce est détectée tout au long du cours de la Sélune, bien que sa présence ne soit pas avérée en aval, ou en de rares stations : la dévalaison de l'ADN est là encore peut-être facilitée par des transports liés à des déplacements de prédateurs de l'espèce, une question qui pourrait être tranchée en appliquant le protocole de PCR quantitative à des extraits d'ADN réalisés à partir de fèces ou de contenus digestifs de prédateurs potentiels.

<figure><img src="image_60.png" /><figcaption>**Figure 4.** Détection de l'écrevisse signal par PCR quantitative d'échantillons d'ADN issus de prélèvements d'eau dans 55 stations du bassin versant de la Sélune.</figcaption></figure>

Macel M. (2016). Etude de la distribution spatiale de l'écrevisse Signal sur le bassin versant de la Sélune : apport de l'ADN environnemental. Rapport de stage Master 2 Environnement Ecologie Ecosystèmes, université de Lorraine 1, 111p.

Marlin M. (2015). Détection de macroinvertébrés en milieu lotique à partir d'analyses d'ADN environnemental : calibration de la méthode. Rapport de stage Master 1 PNB, université de Rennes 1, 20p.

Roussel J.-M., Paillonson J.-M, Tréguier A., Petit, E. 2015, The downside of eDNA as a survey tool in water bodies, *Journal of Applied Ecology*, **52**: 823-826.
### 3- Distribution spatiale des espèces d'écrevisse (Jean-Marc Paillisson, Ecobio ; Maxime Poupelin, ESE; Valentin Mieuzet, BTS Gestion et Protection de la Nature)

L'état des lieux de la distribution spatiale du peuplement d'écrevisses sur le bassin de la Sélune a été présenté dans le rapport d'étape 2015 de la convention « Dispersion et Recolonisation » (AESN-INRA n°1054505). Ce travail d'inventaire réalisé au tout début du projet a constitué une base essentielle pour la sélection des stations pilotes des affluents, et des travaux qui y sont développés, ainsi que celles relatives aux investigations sur l'ADN environnemental.

Les travaux conduits en 2016 ont eu pour objectif : 1- de compléter l'état des lieux de la distribution spatiale des écrevisses, se basant cette fois sur une enquête auprès de divers acteurs locaux, et 2- de poursuivre des travaux d'inventaire ciblés sur la seule espèce native du territoire, l'écrevisse à pattes blanches.

Il est indéniable que, malgré la campagne d'échantillonnage de grande envergure consentie en 2014 et consolidé en 2015, l'état des lieux sur la répartition des écrevisses reste incomplet. A l'occasion de l'Assemblé générale des partenaires du programme Sélune qui s'est tenu en décembre 2015, il a été émis le souhait de la part de certaines instances locales de contribuer à ce travail en transmettant leurs propres données d'observation, notamment au-delà des secteurs déjà inventoriés. Début 2016, un formulaire a donc été transmis à ces différents acteurs (ONEMA, Fédération de pêche de la Manche (50) et Ille-et-Vilaine (35), Syndicat de bassin versant,...) afin de cadrer le recueil de données (dates d'observation, méthodes d'inventaire, localités précises...). La carte produite tient compte de ces nouvelles données et en présente donc la synthèse (Figure 5). Il est ainsi noté que la propagation de l'écrevisse signal serait assez restreinte dans la partie Sud du bassin de la Sélune, secteur cependant très peu inventorié dans le cadre des échantillonnages que nous avons conduits. Bien évidemment, les méthodes d'investigation sont différentes, et la détectabilité des écrevisses est certainement différente selon ces méthodes. Le recours à la détection moléculaire des écrevisses (ADN environnemental) pourrait à termes constituer un outil d'inventaire consensuel applicable à large échelle.

<figure><img src="image_61.png" /><figcaption>**Figure 5.** Distribution des espèces d'écrevisses sur le bassin hydrographique de la Sélune : écrevisse de Louisiane (Procambarus clarkii, PCC) en jaune, écrevisse signal (Pacifastacus leniusculus, PFL) en rouge, écrevisse à pattes blanches (Austropotamobius pallipes, APP) en blanc, écrevisse américaine (Orconectes limosus, OLL) en violet, absence d'écrevisse en noir. Les dates des observations sont symbolisées par trois tailles de rond. Ne figurent pas sur cette carte les données de détection moléculaire de l'écrevisse signal (voir la Figure 4 pour cette information).</figcaption></figure>
L'écrevisse à pattes blanche figure sur liste rouge de l'UICN où elle est considérée comme espèce en
danger d'extinction et détient le statut d'espèce vulnérable en France. Probablement bien plus
présente sur le bassin de le Sélune il y a 20-30 ans, elle serait désormais localisée à l'amont de
certains affluents et menacée par la propagation de la peste des écrevisses, pathologie transmise pas
l'écrevisse signal. Un travail d'inventaire ciblé a été réalisé par Valentin Mieuzet (BTS GPN au lycée
de Sées, 61) et Maxime Poupelin. L'objectif était de vérifier la présence de l'espèce où elle était
décrite par le passé, ainsi que sur de nouvelles stations de petits cours d'eau a priori propices à
l'espèce. Sur 41 stations échantillonnées dans 29 cours d'eau avec des pièges adaptés à la
configuration des sites, l'espèce a été recensée dans 9 stations réparties sur 3 cours d'eau (voir la
Figure 5) : le ruisseau de Vallée aux Berges (affluent de l'Oir), le ruisseau du Vaux roux (affluent de la
Sélune), le ruisseau de la Hubaudière (affluent de la Glaine).

En regroupant toutes les informations à l'échelle du bassin entier de la Sélune, les populations d'écrevisse à pattes blanches sont présentes de manière certaine dans 5 cours d'eau, le Loup Pendu (affluent de la Glaine) et le ruisseau du Pilon (affluent de Chenilly) complétant la liste. Pour le Loup Pendu, l'écrevisse à pattes blanches observé lors d'une pêche électrique de la fédération de pêche d'Ille-et-vilaine en 2013. En 2016, le piégeage n'a pas permis de capturer d'écrevisse à pattes blanches, ce qui veut dire que si elles n'y ont pas disparu, elles sont en très faible nombre. Le Pilon n'a pas été échantillonné par nos soins, le site est en périphérie d'un espace naturel protégé dont la gestion et le suivi de l'espèce est confié au Conservatoire des Espaces Naturels de Normandie. Cette étude non prévue au départ, pourra permettent également à l'avenir de tester la méthode par ADN environnemental pour cette espèce et de cibler certains secteurs témoins où l'absence d'écrevisse semble être confirmée.

Mieuzet V. (2017). L'écrevisse à pattes blanches (*Austropotamobius pallipes*), espèce encore présente sur le bassin de la Sélune ? Rapport de stage de BTS Gestion et Protection de la Nature, LEGTPA Sées, 64p.

Poupelin M., Paillisson J.-M., Petit, E. J., Roussel J.-M. (2015). Quelles écrevisses sur le bassin de la Sélune ? Programme scientifique Sélune. Bulletin d'information du bassin versant de la Sélune (15) , 6.
## Partie II. Sur les 6 stations pilote du cours principal

<table><thead><tr><th></th><th colspan="2">2014</th><th colspan="2">2015</th><th colspan="2">2016</th></tr><tr><th></th><th>S1</th><th>S2</th><th>S1</th><th>S2</th><th>S1</th><th>S2</th></tr></thead><tbody><tr><td colspan="7"><strong>6 stations pilote sur la Sélune</strong></td></tr><tr><td>1- Etude des communautés végétales et animales</td><td>X report</td><td></td><td>X rattrap.</td><td>X</td><td>X</td><td></td></tr><tr><td>2- Activité photosynthétique</td><td>X report</td><td></td><td>X rattrap.</td><td></td><td>X</td><td></td></tr><tr><td>3- Dégradation de la matière organique</td><td>X report</td><td>X report</td><td>X rattrap.</td><td>X rattrap.</td><td>X</td><td></td></tr><tr><td>4- Analyse des réseaux trophiques (isotopes stables et barcoding alimentaire), prélèvements</td><td>X report</td><td></td><td>X rattrap.</td><td></td><td>X</td><td></td></tr><tr><td>5- Mise au point du barcoding alimentaire</td><td></td><td>X report</td><td>X rattrap.</td><td>annulé</td><td></td><td></td></tr><tr><td colspan="7"><strong>Travaux en laboratoire</strong></td></tr><tr><td>Tri et détermination taxonomique</td><td></td><td></td><td>X</td><td>X</td><td>X</td><td></td></tr><tr><td>Préparation des échantillons pour l'ergostérol</td><td></td><td>X report</td><td>X report</td><td>X report</td><td>X</td><td></td></tr><tr><td>Préparation des échantillons pour les isotopes</td><td></td><td>X report</td><td>X rattrap.</td><td>X</td><td>X</td><td>X</td></tr><tr><td>Dosage C, N et P dans les végétaux</td><td></td><td>X report</td><td>X rattrap.</td><td></td><td>X</td><td></td></tr><tr><td>Préparation et analyse de barcoding alimentaire</td><td></td><td></td><td>X report</td><td>X report</td><td>annulé</td><td></td></tr><tr><td>Analyse de l'ergostérol (prestation externe)</td><td></td><td></td><td></td><td>X report</td><td>X report</td><td></td></tr><tr><td>Analyse des isotopes stables (prestations externes)</td><td></td><td></td><td></td><td>X</td><td>X</td><td>X</td></tr><tr><td><strong>Interprétation des résultats</strong></td><td></td><td></td><td>X</td><td>X</td><td>X</td><td>X</td></tr><tr><td><strong>Valorisation</strong></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr></tbody></table>

Le travail a pour objectif de décrire les biocénoses aquatiques, végétales et animales, en place sur les 6 stations de référence choisies. Il s'appuie sur des inventaires réalisés à partir des méthodes spécifiques aux différents groupes taxonomiques et conventionnellement utilisées dans ce type d'étude. Il doit permettre la caractérisation des communautés, d'un point de vue structurel (détermination taxonomique, abondance, biomasse), mais également fonctionnel. Dans ce dernier cas, des méthodologies spécifiques ont été mises en place pour évaluer l'activité photosynthétique par les producteurs primaires, la dégradation de la matière organique par les consommateurs primaires, et les principales interactions trophiques au sein des communautés aquatiques.

### 1- Les communautés végétales aquatiques (Julie Coudreuse, ESE)

Les inventaires de macrophytes et bryophytes réalisées en 2015 étant suffisant, aucune nouvelle activité a été réalisée sur ce thème en 2016.

### 2- Les communautés planctoniques et biofilms (Alexandrine Pannard, Ecobio ; Caroline Gorzerino, ESE)

Pour l'étude du biofilm, nous avons mis en place en 2016 comme l'année précédente des substrats artificiels pour les 6 stations du cours principal. Pour les stations situées en zone lentique (SEL19, SEL 23 et SEL 25, respectivement au Pont de la République, au Barrage de Vezins et au Barrage de la Roche qui Boit), un nouveau type de support (Figure 6) a été ajouté juste à côté de l'ancien système, afin de pouvoir réaliser des analyses complémentaires. L'activité photosynthétique a en effet été mesurée non seulement par fluorimétrie modulée via le phytoPAM, mais également par incorporation d'isotope lourds du carbone (¹³C) sous forme carbonates. Ces incubations nécessitent des lames plus petites que celles de l'ancien système, afin de pouvoir les immerger entièrement dans le traceur pendant l'incubation. Les substrats artificiels étaient maintenus près de la surface grâce à un système de radeau (Figure 6).
Pour les stations en milieu lotique (SEL 5, SEL 10 et SEL 12), il s'agit d'un dispositif similaire sur piquets et non sur radeau. Ce dispositif est décrit en section III.1.ii dans la partie 'affluents'.

<figure><img src="image_62.png" /><figcaption>**Figure 6.** Système de radeau pour les stations lentiques, avec flotteurs et lames positionnées à 30 cm sous la surface, contenant chacun 2x 9 lames)</figcaption></figure>

Ces différents supports ont été mis en place au mois de mai 2016 et retirés un mois plus tard. Lors de leur retrait en juin 2016, nous avons caractérisé les conditions physico-chimiques du milieu en termes de température, conductivité, pH, oxygène dissous et turbidité, grâce à des sondes multiparamétriques. Des prélèvements d'eau ont également été effectués afin d'analyser les concentrations en nitrates, phosphates et silicates, azote et phosphore total dissous et particulaires.

La biomasse de phytoplancton a été mesurée *in situ* grâce à une sonde de fluorescence (Idronaut), et *ex situ* par des mesures de fluorescence au phytoPAM et des dosages de chlorophylle *a* en laboratoire (méthode de Lorenzen, 1967). La structure des communautés phytoplanctoniques est également déterminée par les mesures au phytoPAM (Phyto Pulse Amplitude Modulated ; Heinz Walz GmbH, Effeltrich, Allemagne), qui possède deux modules propres à chaque compartiment biologique (biofilm et phytoplancton). Cet appareil permet en effet de séparer 3 principaux groupes taxonomiques en assemblage mixte, en se basant sur leurs spectres d'absorption et d'émission aux longueurs d'ondes de la chlorophylle *a* et de pigments accessoires spécifiques à chacun de ces groupes. Il est ainsi possible de mesurer la biomasse et l'activité photosynthétique des GREEN, regroupant les chlorophytes, les BLUE, regroupant les cyanobactéries avec phycocyanine et les BROWN, regroupant les diatomées, les dinoflagellés et les chrysophytes. Les peuplements planctoniques ont également été fixés au lugol acide et conservés à l'obscurité et à 4°C, jusqu'au comptage au microscope optique pour confirmation de la structure des communautés.

Pour le biofilm, les lames ont été retirées des systèmes après 1 mois de colonisation. Certaines lames ont alors été raclées pour une partie des analyses (poids sec sans cendre, chlorophylle *a*, étude des communautés) alors que d'autres ont été utilisées telles quelles pour réaliser des mesures au phytoPAM : mesure de l'activité photosynthétique (voir point 2.), estimation de la chlorophylle *a* et caractérisation des 3 groupes taxonomiques (GREEN, BLUE et BROWN), comme pour le phytoplancton. La mesure du poids sec sans cendre (AFDM) est réalisée au laboratoire après un passage à l'étuve (72h, 105°C) puis au four sans cendre (1h, 500°C) et permet d'estimer la quantité de matière organique présente dans le biofilm pour chaque station.

<figure><img src="image_63.png" /><figcaption>**Figure 7.** Concentration en nutriments aux différentes stations : (a) concentration en nitrates et azote total dissous et (b) concentrations en orthophosphates et phosphore total dissous.</figcaption></figure>
<figure><img src="image_64.png" /><figcaption>**Figure 8.** Biomasses mesurées par le phytoPAM pour le phytoplancton (gauche) et le biofilm (droite) sur les stations d'études. Les traits verticaux représentent les écarts types autour de chaque moyenne ; les barres bleues et vertes correspondent aux stations lentiques et lotiques, respectivement.</figcaption></figure>

Un abattement des concentrations en orthophosphates et en phosphore total dissous est observé dans les lacs de barrage (SEL23 et SEL25) et à l'aval des barrages (SEL12) (Figure 7). Une tendance semble se retrouver pour les nitrates, mais pas pour l'azote total dissous (Figure 7). En 2016, la biomasse de phytoplancton était importante au niveau des lacs de barrage (stations SEL23 et SEL25 ; Figure 8) alors que la station de la zone de transition zone lentique/zone lotique SEL19 (Pont de la République) avait une biomasse plus faible semblable à celle des stations lotiques.

Selon le PhytoPAM, le biofilm s'est développé de façon plus importante au niveau du Barrage de La Roche qui Boit (SEL25) et à St Hilaire (SEL10) alors que la biomasse de biofilm la plus faible a été observée à SEL 19 (Pont de la République) (Figure 8). Au pont de la République (SEL19), les biomasses de phytoplancton et de biofilm sont généralement faibles par rapport aux autres stations, en lien avec une forte turbidité de la masse d'eau et donc une limitation en lumière. Les lacs de barrage, et en particulier celui de Vezins, sont favorables au développement du phytoplancton, mais également au biofilm. En effet, le faible courant réduit la contrainte de cisaillement au niveau du biofilm et donc l'arrachage de biomasse, tandis que la disponibilité en nutriments et en lumière est favorable à sa croissance. La station de Saint-Hilaire (SEL10) présente une forte biomasse de biofilm, ce qui sera à mettre en lien avec les conditions hydrologiques et d'ensoleillement sur les jours et semaines précédents. Les données météo France vont donc être analysées.

<figure><img src="image_65.png" /><figcaption>**Figure 9.** Masse sèche en suspension dans la colonne d'eau et masse sèche de biofilm, sur les stations du cours principal.</figcaption></figure>

Les analyses de masse sèche du biofilm montrent la même tendance que les mesures de biomasses au phytoPAM (Figure 9). Les matières en suspension (MES) incluent quant à elles à la fois la biomasse de phytoplancton et l'ensemble de la matière organique et inorganique transportée par les affluents. Les MES sont très élevées en amont des barrages (SEL 5 et SEL 19), avec des concentrations supérieures à 20 mg/L (Figure 9). Les résultats du phytoPAM montrent une dominance du phytoplancton par les diatomées dans les barrages et par les algues vertes aux autres stations
(Figure 10). De même, les algues vertes dominent dans le biofilm hormis à l'amont (SEL 5) et à l'aval (SEL12). Ces résultats sont à confirmer par des comptages au microscope optique (en cours).

<figure><img src="image_66.png" /><figcaption>**Figure 10.** Biomasses des 3 groupes spectraux mesurées par le phytoPAM pour le phytoplancton (gauche) et le biofilm (droite) sur les stations d'études.</figcaption></figure>

Pannard A., Gorzerino C., Massé S., Pellan L., Bouger G., Piscart C. (2016) Influence d'un double barrage sur la dynamique saisonnière des communautés de phytoplankton et de microphytobenthos. 4ième Journées Internationales de Limnologie et d'Océanographie (JILO), St Malo (France), 27-29 septembre 2016

## 3- Activité photosynthétique (Alexandrine Pannard, Ecobio ; Caroline Gorzerino, ESE)

Ces travaux ont pour objectif de caractériser l'activité photosynthétique des producteurs primaires, une des sources d'énergie importante des réseaux trophiques. Pour chaque date et station en 2016, l'activité photosynthétique du biofilm et du phytoplancton a été mesurée grâce au PhytoPAM. Cet appareil utilisé pour mesurer la biomasse des 3 groupes taxonomiques sert également à mesurer l'activité photosynthétique par fluorescence. Il mesure le taux de transfert des électrons (ETR - Electron Transport Rate) entre les photosystèmes PSII et le PSI en fonction de la lumière, en émettant une lumière d'intensité croissante et mesurant la fluorescence émise. Il permet ainsi d'obtenir la relation entre intensité de la lumière et activité photosynthétique (flux d'électron entre les 2 photosystèmes).

L'activité photosynthétique du biofilm reste quasiment la même quelles que soient les stations (Figure 11), malgré les variations de biomasse (Figure 8), et reste faible par rapport au phytoplancton. L'activité photosynthétique du phytoplancton est plus forte et plus variable. Elle est minimale dans le barrage de Vezins et maximale à l'aval. Ces données ponctuelles sont à comparer avec les données du suivi mensuel dans le cadre du projet Biomonitoring. Comme en 2015, l'activité photosynthétique mesurée à l'aval des barrages augmente pour le phytoplancton (SEL12 correspondant au pont de Signy), alors que sa biomasse chute.

Pour 4 des 6 stations retenues (Selune amont, Pont de la République, barrage de Vezins, Pont de Signy, soit SEL5, SEL19, SEL23 et SEL12 respectivement), et également la station affluents CHE4, l'activité photosynthétique du phytoplancton et du biofilm a été mesurée simultanément par mesure au phytoPAM (Figure 11) et par marquage isotopique au ¹³C (Figure 12). L'incubation au ¹³C s'est faite pendant 4h *in situ* à environ 20 cm sous la surface de l'eau, dans des flacons de cultures étanches de 250 mL pour le phytoplancton et dans des sacs Whirl-Pak de 390 mL pour le biofilm. Les lames avec le biofilm étaient mises à incuber avec de l'eau de la rivière filtrée sur GF/F pour enlever le phytoplancton. L'incorporation de ¹³C a été mesurée pour chaque échantillon et les calculs des taux par unité de biomasse sont toujours en cours d'analyse. Les pré-résultats de production primaire (par
unité de volume ou de surface) sont montrés Figure 12. Le marquage est maximal dans le barrage de Vezins, en accord avec la forte biomasse de biofilm et de phytoplancton (la masse sèche est 8 fois plus élevée que celle des autres stations ; Figure 9). Lorsque l'incorporation sera rapportée par unité de biomasse de phytoplancton et de biofilm, ces résultats pourront être comparés à ceux du phytoPAM (productivité primaire).

<figure><img src="image_67.png" /><figcaption>**Figure 11.** Activité photosynthétique globale mesurée au phytoPAM pour le phytoplancton (gauche) et le biofilm (droite) sur les stations d'études.</figcaption></figure>

<figure><img src="image_68.png" /><figcaption>**Figure 12.** Résultats préliminaires des taux d'incorporation de ¹³C par unité de surface ou de volume pour le phytoplancton (gauche) et le biofilm (droite) sur les stations d'études.</figcaption></figure>

Massé S., Pannard A., Piscart C. (2016) Photosynthetic activity of phytoplankton and biofilm in a river fragmented by dams. 4ième Journées Internationales de Limnologie et d'Océanographie (JILO), St Malo (France), 27-29 septembre 2016

## 4 - Les communautés d'invertébrés aquatiques (Christophe Piscart, Ecobio)

Des prélèvements d'invertébrés ont été réalisés au printemps 2016. Pour chaque site, quatre substrats artificiels constitués par 5L de galets ont été utilisés pour déterminer la structure trophique des communautés d'invertébrés. Les résultats sont encore en cours d'acquisition au laboratoire (tri) mais nous avons déjà fini l'analyse des campagnes du printemps et de l'automne 2015 (Figure 13).

Les résultats de la campagne d'échantillonnage de l'automne 2015 confirment l'effet des retenues sur la structure trophique des communautés d'invertébrés de la Sélune (Figure 13). En amont (Sel10) et au début de la retenue de Vézin (Sel19), les communautés d'invertébrés sont largement dominées par
les mangeurs de dépôts, essentiellement des Oligochètes et des larves de Chironomidés. Ce groupe trophique diminue progressivement de l'amont vers l'aval pour être remplacés par les racleurs et, dans une moindre mesure les décomposeurs dans les retenues (Sel23 et Sel25) et sur la station en aval des retenues (Sel12). La très forte proportion relative des racleurs sur les sites des retenues s'explique essentiellement par la présence, quasi exclusive de substrats minéraux grossiers (galets, pierres, blocs) et l'absence de courant, ce qui est propice à l'installation du biofilm consommé par les racleurs.

Nos résultats indiquent également une forte variabilité saisonnière dans la structure trophique des stations des retenues (S23 et S25) et aval (S12) puisque les communautés sont dominées par les décomposeurs au printemps et par les racleurs en automne (Figure 13). Cette variation saisonnière s'explique facilement par le fait que les racleurs, qui utilisent le biofilm, se développent surtout en fin de printemps et l'été lorsque la production de biofilm est maximale. Au mois de mars, durant lequel l'échantillonnage a été réalisé, les racleurs sont encore peu présents au stade larvaire alors que les décomposeurs qui se nourrissent de débris organiques arrivant dans les cours d'eau à la fin de l'automne et l'hiver y sont présents tout au long de l'année.

Le traitement des échantillons collectés en 2016 devront permettre d'affiner les changements de structure trophique des communautés et de vérifier si ces changements dépendent de la saison dépendant. En effet, les conditions environnementales et particulièrement l'hydrologie et la température de l'eau sont très impactées par les barrages, cela pourrait donc avoir des conséquences non seulement sur la structure des réseaux trophiques mais également sur les productions des écosystèmes en raison d'accélération de cycles de développement pouvant conduire à des émergences précoces. Ces modifications des émergences pourraient impactées la structure des communautés automnales qui dépendent en grande partie de l'émergence et de la reproduction des communautés du printemps. Ces liens pourront être confirmés par le suivi saisonniers sur plusieurs années (2014, 2015, 2016) afin d'étudier la succession des communautés.

<figure><img src="image_69.png" /><figcaption>**Figure 13.** Proportions relatives des principales guildes trophiques des communautés d'invertébrés sur les cinq stations de la Sélune en Mars et Octobre 2015.</figcaption></figure>

Pellan L., Pannard A., Bouger G., Gorzerino C., Massé S., Poupelin M., Petton C., Piscart C. (2016) Effets des barrages sur les communautés d'invertébrés de la Sélune. 4ième Journées Internationales de Limnologie et d'Océanographie (JILO), St Malo (France), 27-29 septembre 2016.

Piscart C., Santonja S., Rivière S., Puijalon S. (2016) Rôle de la diversité fonctionnelle de la ripisylve dans la structure des réseaux trophiques des cours d'eau. 4ième Journées Internationales de Limnologie et d'Océanographie (JILO), St Malo (France), 27-29 septembre 2016.

Reslou F. (2015). Mis en évidence de l'effet des barrages de la Sélune (Normandie) sur les communautés d'invertébrés aquatiques et sur le fonctionnement de l'écosystème associé. Rapport de stage Master 1 EFCE, université de Rennes 1, 20p

Rivière S. (2015). Rôle de la diversité fonctionnelle de la ripisylve dans la structure des réseaux trophiques des cours d'eau. Rapport de stage Master 2 EFCE, université de Rennes 1, 25p.
5- **Activité de dégradation de la matière organique** (Christophe Piscart, Ecobio)

Des mesures de vitesse de décomposition de litière d'aulne ont été mises en place en mars 2016. Les sacs de litière ont été placés pendant 1 mois à l'intérieur des substrats artificiels afin de prendre en compte les très fortes variations de niveau d'eau possible sur certaines stations et pour permettre une meilleure interprétation des résultats de décomposition avec la faune présente dans les sacs en 2016. En effet, les sites de la retenue de Vezins n'ont pas pu être étudiés en 2015 à cause des fortes variations hydrologiques des retenues qui n'ont pas permis la mesure du taux de décomposition des litières.

Nos résultats montrent une très forte variabilité dans les vitesses de décomposition entre 2015 et 2016 sur les sites amont (SEL05 et SEL10) qui varient d'un facteur 8 à 9 entre mars 2015 et mars 2016 et une vitesse de décomposition beaucoup plus faible en 2016 (Figure 14). En revanche, la décomposition au site de la Roche qui Boit (SEL25) est légèrement supérieure en 2016 et la vitesse de décomposition dans le site aval (SEL12) est resté stable.

La diminution de la vitesse de décomposition en 2016 sur les sites amont peut s'expliquer par des crues importantes, à cette période sur le secteur amont, qui ont probablement perturbées les communautés de macroinvertébrés sur ces sites. Toutefois, seul le traitement des échantillons d'invertébrés qui est toujours en cours pour cette date apportera les preuves de cet impact. Cela serait aussi cohérent avec les plus faibles écarts observés sur le site de la Roche qui Boit et le site aval, pour lesquels le contrôle du régime hydrologique par les barrages a sans doute permis de tamponner l'effet des crues dans et à l'aval des retenues.

L'absence de données de décomposition dans les retenues en 2015 ne permet pas de mesurer l'effet des retenues en 2015. Les données de 2016, certainement perturbées par les crues à l'amont, ne permettent pas non plus de conclure définitivement sur l'effet des barrages. Toutefois la forte accélération de la décomposition sur le site aval en 2015 et 2016 par rapport au site de la Roche qui Boit suggère que la décomposition des litières pourrait être fortement réduite par les barrages.

<figure><img src="image_70.png" /><figcaption>**Figure 14.** Pourcentage de masse restante de litière d'Aulne (moyennes ± Erreur standard) dans les sacs après 30j d'immersion dans les 6 stations de la Sélune en 2015 et 2016.</figcaption></figure>

Santonja S., Lanuzel R., Pellan L., Piscart C. (2016) Effets de la qualité de la litière et de son conditionnement sur les traits d'alimentation de 11 macroinvertébrés aquatiques. 4ième Journées Internationales de Limnologie et d'Océanographie (JILO), St Malo (France), 27-29 septembre 2016.
Aucune action réalisée en 2016, l'ensemble des inventaires ayant été achevé en 2015.

## 7 - Les communautés de poissons (Jean-Marc Roussel, ESE ; Maxime Poupelin, ESE)

Les inventaires piscicoles ont été réalisés en 2015, grâce à une méthode de pêche électrique par points ponctuels d'abondance (au total, 15 points par station). Une nouvelle présentation des données a été faite pour exposer les résultats en biomasse, à partir des poids des individus capturés et en considérant que chaque point de pêche électrique couvre une surface de 6.5m².

<figure><img src="image_71.png" /><figcaption>**Figure 15.** Variations de la biomasse totale des espèces de poissons capturées par pêche électrique (méthode des points d'abondance) sur les 3 stations lotiques de référence.</figcaption></figure>

Les résultats (Figure 15) confirment que la station aval des barrages (Sel12) est largement dominée par l'anguille en biomasse comme en abondance, à raison de 1,25 Kg de poids frais pour 100m². Même si la biomasse des autres espèces est faible, cette station est la plus productive en poisson de l'ensemble des stations inventoriées (y compris les stations en affluents), avec 1,3 Kg/100m². La biomasse de poisson est beaucoup plus faible (0,35 Kg/100m²) sur la station amont à Saint-Hilaire (SEL10), où une espèce plutôt limnophile (le gardon) domine. La biomasse augmente de manière nette sur la station la plus amont (SEL5), ce qui est conforme à la tendance observée pour les abondances. Toutefois, on note la présence de gros spécimens de chevaine dans les captures (plus de 400g), ce qui a pour effet d'amplifier l'écart de biomasse par rapport à la station médiane (SEL10). A noter enfin une biomasse plus importante de chabot (SEL10) et l'apparition de la truite à sur la station amont uniquement (SEL5).

## 8 - Analyse des réseaux trophiques (Jean-Marc Roussel, ESE ; Maxime Poupelin ESE ; Jean-Marc Paillisson, Ecobio)

Sur chaque station du cours principal de la Sélune, les prélèvements suivants ont été réalisés : poissons (pêche électrique), écrevisses (nasses), invertébrés aquatiques (filet Surber), plantes aquatiques et rivulaires (ramassage à vue), matière organique sédimentée (pompage à la seringue), litière de feuilles d'arbre tombées dans d'eau (ramassage à vue) et biofilm (poussé sur lames de verre). Pour les poissons et écrevisses, toutes les espèces présentes ont été considérées, à hauteur de 5 à 10 spécimens par espèces. Pour les invertébrés, des taxons ont été sélectionnés de sorte à représenter au mieux les principaux groupes trophiques, sur la base des connaissances sur leur écologie, à raison de 3 échantillons par espèce.

Les échantillons ont ensuite été préparés au laboratoire : nettoyage, lyophilisation, broyage en poudre fine, pesée (0,4 ou 1 mg selon les tissus animal ou végétale, respectivement) et encapsulation dans des petites feuilles d'étain. A noter que seul le muscle (tissu recommandé pour ce genre d'analyse des réseaux trophiques par les isotopes stables) a été considéré pour les poissons et les écrevisses. A noter encore que pour les invertébrés aquatiques de petites tailles, il a fallu cumuler plusieurs
spécimens pour obtenir un échantillon de masse suffisante. Une fois préparé, ces échantillons ont été envoyées pour analyse des isotopes stables de l'azote et du carbone, dans un laboratoire spécialisé de l'Université du Nouveau Brunswick (Canada).

Les données obtenues expriment les proportions d'isotopes lourds dans les échantillons, exprimées en ‰ selon la notation conventionnelle δ (δ¹³C pour la carbone, δ¹⁵N pour l'azote). Avant analyse de données, les valeurs ont été corrigées pour prendre en compte un biais potentiel lié à la présence de lipides (tissus animaux), en utilisant le rapport C/N comme approximation de la teneur en lipide (méthode proposée par Post et al. (2007, Oecologia, 152: 179-189). Les analyses de visualisation des réseaux trophiques ont ensuite été réalisées à partir de la méthode des ellipses (Jackson et al. 2011, Journal of Animal Ecology, 80: 595-602) à l'aide du package SIAR sous R.

Bien que les résultats des analyses laissent apparaître des différences entre les 3 sites d'étude sur le cours principal (Figure 16), il se dégage de l'ensemble une architecture de réseau trophique assez clair et conforme aux attentes eu égard des prélèvements réalisés (Figure 16bis). Notamment, les poissons invertivores (essentiellement chabots, loches, vairons, goujons et gardons, qui mangent des invertébrés) sont enrichis en ¹⁵N par rapport aux invertébrés, et également par rapport aux larves de lamproies qui se nourrissent dans les sédiments fins. La niche isotopique (alimentaire) des lamproies chevauche celles des invertébrés omnivores (et dans une moindre mesure celle des invertébrés filtreurs, mais l'échantillon est très faible pour ces derniers), mais se dissocie assez nettement de celle des invertébrés brouteurs qui sont plus appauvris en ¹³C. La niche isotopique de l'écrevisse signal s'avère très similaire entre juvéniles et adultes, et se placent de manière intermédiaire entre les celle des poissons invertivores et celles des détritivores. De plus, la niche isotopique de l'écrevisse est très semblable à celle des invertébrés prédateurs (Perlidae, et Odonate Calopterygidae et Gomphidae). Cela tend à indiquer que l'écrevisse signal se place à un niveau trophique sensiblement plus haut que celui auquel au pouvait s'attendre eu égard le mode d'alimentation qu'on lui prête généralement (broyeur-déchiqueteur de matière organique, macro-décomposeur).

On note enfin que les principales sources alimentaires non-animales qui ont été analysées montrent une assez grande variabilité isotopique. Une analyse de données plus poussée devra permettre de confirmer que la litière d'origine terrestre, les biofilms produits dans la rivière, et la matière organique qui en découle représente les sources principales de carbone qui soutiennent la production de biomasse des consommateurs primaires et secondaires. A l'inverse, ils confirment aussi le rôle trophique mineur des macrophytes et bryophytes comme sources alimentaires dans le réseau trophique du cours principal, situation assez commune dans ce type de rivière.
<figure><img src="image_72.png" /><figcaption>**Figure 16.** Résultats des analyses isotopiques (C et N) sur les organismes aquatiques regroupés par types trophiques, pour chaque station du cours principal. L'aire de chaque ellipse représente le cœur de la distribution de chaque groupe (40% de la variance sur le plan bivarié), cette mesure étant robuste malgré des différences de tailles d'échantillons entre les groupes. Les ellipses sont calculées par simulation en utilisant le package Stable Isotope Bayesian Ellipses in R (SIBER) sous R.</figcaption></figure>
<figure><img src="image_73.png" /><figcaption>**Figure 16bis.** Regroupement des 3 stations du cours principal sur le même graphique (cf Figure 16 pour explications).</figcaption></figure>

Fraisse S., Roussel J.M. & Baglinière J.L. Les réseaux trophiques et le fonctionnement des cours d'eau, impact des principales perturbations. 16ème journée d'information du Syndicat Mixte du Bassin de la Sélune, Saint James, 7 juillet 2016. Présentation orale et document (19p).

Roussel J.M., Launey S., Paillisson J.M., Huteau D., Quéméré E., Besnard A.L., Tréguier A. Combining molecular and isotopic tolls to study the trophic ecology of exotic species and their biological control by native predators. 10th International Conference on Applications of Stable Isotope Techniques to Ecological Studies, Tokyo (Japan) 3-8 April 2016. Communication orale.

## 9 - Mise au point du Barcoding (Dominique Barloy, Jean-Marc Roussel, ESE)

Suite aux difficultés techniques rencontrées en 2015, l'approche moléculaire des relations trophiques (barcoding alimentaire) est abandonnée. Les conséquences sur l'avancement du projet sont minimes, puisque le barcoding alimentaire était surtout envisagé comme un complément à l'approche classique par analyses de isotopes stables (paragraphe ci-dessus).