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Figure 16 : Réponse calculée du pic estival de biomasse d'ulves en baie de Saint-Brieuc à des réductions variées
des apports d'azote et/ou de phosphore par les rivières (Menesguen et Monbet, 1990).
CONCLUSION
Leur capacité d'acceptation étant forcément plus limitée que celle de la mer, les eaux douces
ont subi les premières les effets nocifs de l'eutrophisation : l'urgence des mesures à prendre
a alors entraîné une réflexion scientifique considérable sur la quantification des effets des
apports terrigènes et sur la prévision des effets attendus de divers scénarios de restauration
du milieu. La mise en évidence du rôle clé du phosphore comme limitant la production
végétale en eau douce a conduit, dans les pays industrialisés en particulier, à un vaste projet
de déphosphatation des eaux usées transitant par les stations d'épuration.
En mer côtière, les atteintes de l'eutrophisation s'étant fait sentir plus récemment, et la
complexité du milieu étant bien plus grande qu'en eau douce, la compréhension scientifique
du phénomène est moins avancée et les recommandations pratiques sont donc moins
tranchées. Il semble cependant probable qu'une norme unique de concentration d'un élément
nutritif dans un rejet en mer ne soit pas un concept approprié, du fait qu'il néglige l'énorme
variation des capacités dispersives d'un site à l'autre. De plus, il est exclu de ne considérer
que les rejets de phosphore, diverses formes d'eutrophisation côtière ayant été formellement
reconnues comme contrôlées par l'azote. Enfin, la modification du rapport entre les apports
de divers sels nutritifs est susceptible d'entraîner un changement non seulement quantitatif,
mais qualitatif de la flore algale.
La définition d'une stratégie optimale de restauration d'une zone côtière eutrophisée par des
aménagements à terre passe donc par une étude précise du site, dans laquelle les modèles
mathématiques ont bien sûr un intérêt déterminant.
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Figure 16 : Réponse calculée du pic estival de biomasse d'ulves en baie de Saint-Brieuc à des réductions variées
des apports d'azote et/ou de phosphore par les rivières (Menesguen et Monbet, 1990).
CONCLUSION
Leur capacité d'acceptation étant forcément plus limitée que celle de la mer, les eaux douces
ont subi les premières les effets nocifs de l'eutrophisation : l'urgence des mesures à prendre
a alors entraîné une réflexion scientifique considérable sur la quantification des effets des
apports terrigènes et sur la prévision des effets attendus de divers scénarios de restauration
du milieu. La mise en évidence du rôle clé du phosphore comme limitant la production
végétale en eau douce a conduit, dans les pays industrialisés en particulier, à un vaste projet
de déphosphatation des eaux usées transitant par les stations d'épuration.
En mer côtière, les atteintes de l'eutrophisation s'étant fait sentir plus récemment, et la
complexité du milieu étant bien plus grande qu'en eau douce, la compréhension scientifique
du phénomène est moins avancée et les recommandations pratiques sont donc moins
tranchées. Il semble cependant probable qu'une norme unique de concentration d'un élément
nutritif dans un rejet en mer ne soit pas un concept approprié, du fait qu'il néglige l'énorme
variation des capacités dispersives d'un site à l'autre. De plus, il est exclu de ne considérer
que les rejets de phosphore, diverses formes d'eutrophisation côtière ayant été formellement
reconnues comme contrôlées par l'azote. Enfin, la modification du rapport entre les apports
de divers sels nutritifs est susceptible d'entraîner un changement non seulement quantitatif,
mais qualitatif de la flore algale.
La définition d'une stratégie optimale de restauration d'une zone côtière eutrophisée par des
aménagements à terre passe donc par une étude précise du site, dans laquelle les modèles
mathématiques ont bien sûr un intérêt déterminant.
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