Les modèles biogéochimiques des écosystèmes aquatiques

Les modèles biogéochimiques sont développés dans le but de comprendre et prévoir les variations spatio-temporelles des éléments chimiques (oxygène dissous, carbone, azote, phosphore…) sous l’action de l’activité biologique (bactéries, phytoplancton, zooplancton,…) et de phénomènes physiques (dispersion, sédimentation, aération, …). Une fois validés, ces modèles peuvent servir d’outil de gestion pour évaluer les impacts d’une pollution, d’une réduction de pollution, ou du changement climatique sur la qualité du milieu. Les études portant sur la modélisation de l’oxygène dissous permettent d’améliorer les connaissances des facteurs responsables de la formation des zones hypoxiques et d’identifier la contribution individuelle de chaque processus biogéochimique et physique (Lopes et al., 2008 ; Peña et al., 2010 ; Talke et al., 2009 ; Testa et al., 2014).

De plus, l’impact de l’urbanisation des zones côtières peut être simulé en insérant des apports de matières supplémentaires. Les modèles deviennent des outils utiles pour la gestion de la qualité des eaux côtières, des fleuves, des rivières ou des lacs. Ils peuvent aussi être utilisés pour tester des scénarii de remédiation des événements d’hypoxie, par exemple en diminuant les apports de nutriments ou de matière organique (Cerco et al., 2000 ; Justić et al., 2007 ; Skerratt et al., 2013 ; Vanderborght et al., 2007 ; Wild-Allen et al., 2009). L’objectif final d’un modèle biogéochimique est de devenir un outil d’aide à la décision pour les politiques de gestion de l’eau.

Les modèles biogéochimiques des écosystèmes aquatiques

.Principe des modèles biogéochimiques

Afin de reproduire de manière réaliste les cycles biogéochimiques de l’écosystème aquatique, il est important de porter une attention aux différents forçages qui s’appliquent. Le couplage du modèle biogéochimique à un modèle hydrodynamique est essentiel afin d’avoir une représentation réaliste de la dynamique des éléments biogéochimiques (Peña et al., 2010). Selon les environnements et les processus biogéochimiques qui s’y déroulent, il peut être aussi nécessaire de coupler les modèles biogéochimiques avec un modèle de transport sédimentaire (dépôt, remise en suspension, floculation des particules ; Cugier et Le Hir, 2002), avec un modèle diagénétique (réactions biogéochimiques qui ont lieu dans la couche sédimentaire ; Soetaert et al., 2000 ; Soetaert et Middelburg, 2009) ou avec un modèle de dynamique de populations biologiques (trophie, développement d’une espèce ; Blauw et al., 2008).

Les modèles biogéochimiques varient suivant les processus représentés : de la croissance du phytoplancton vu comme une seule entité homogène pour les plus simples à la description détaillée de plusieurs compartiments du réseau trophique pour les plus complexes. Les premiers modèles biogéochimiques du milieu aquatique consistaient en un modèle NPZ (Nutriments, Phytoplancton, Zooplancton ; Steele, 1962), puis les détritus ont été ajoutés dans les modèles NPZD (Nutriments, Phytoplancton, Zooplancton, Détritus). Le nombre de variables d’état peut être augmenté en divisant les compartiments en sous-groupes. Par exemple, en prenant en compte différents types de phytoplancton (comme les diatomées, cyanobactéries, dinoflagellés …), de zooplancton (comme les micro- et méso- zooplancton) et de nutriments (l’ammonium, les nitrates, le phosphate et les silicates) (Billen et al., 1994).

De plus, si l’on s’intéresse au cycle complet de plusieurs éléments (carbone, azote, phosphore, oxygène dissous), des compartiments tels que la matière organique dissoute/particulaire carbonée, azotée, et phosphorée pourront être ajoutés (Peña et al., 2010). Lors de la construction du modèle biogéochimique, en plus de devoir choisir le nombre et le type de variables, il est nécessaire de choisir les processus les plus significatifs et les formulations qui permettront de simuler au mieux les interactions entre chacune des variables. Ces choix sont faits en fonction de la problématique scientifique et de la zone d’étude. Les connaissances de l’écosystème et les mesures expérimentales réalisées in-vitro ou in-situ sont alors extrêmement utiles pour choisir les variables, les processus et leurs formulations.

Différents modèles biogéochimiques

De nombreux modèles biogéochimiques ont étés développés afin d’étudier les problèmes d’hypoxies dans les zones côtières. Parmi les modèles largement utilisés par la communauté scientifique dans les estuaires ou baies on peut citer: CE-QUAL-ICM (Cerco et Cole, 1994), RCA (Hydroqual, 1995 ; Zhang et Li, 2010), Mike-ECOLab (Mike3-EcoLab, 2005), CAEDYM (Hamilton et Schladow, 1997), EFDC (Park et al., 1995) (Tableau I.7). Tous ces modèles peuvent être appliqués à plusieurs systèmes aquatiques (rivières, baies, estuaires…) et pour différents problèmes environnementaux. Ce sont des modèles aquatiques écologiques multi-paramètres qui permettent d’étudier les effets de l’eutrophisation sur l’écosystème et d’évaluer ses impacts environnementaux. Leur structure permet d’activer ou de désactiver certaines variables pour adapter ou simplifier le modèle selon la problématique de l’environnement.

Par exemple, ces modèles biogéochimiques ont été utilisés pour étudier l’impact de l’eutrophisation sur la formation de l’hypoxie sur la baie de Chesapeake (par l’utilisation des modèles CE-QUAL-ICM : Bever et al., 2013, et RCA : Testa et al., 2014), sur la rivière de Perles (Pearl River Delta en Chine par l’utilisation du modèle RCA : Hu et Li, 2009, Zhang et Li 2010), sur l’estuaire de Yangtze (par l’utilisation du modèle EFDC : Li et al., 2009, Zhang et al., 2011) ou encore sur la baie Perdido aux États-Unis