bio-indication et évaluation des impacts écologiques des rejets

BIO-INDICATION ET ÉVALUATION DES IMPACTS ÉCOLOGIQUES DES
REJETS URBAINS DE TEMPS DE PLUIE
Yannis FERRO (1)(2), Claude DURRIEU
(1)
(2)
, Hélène Arambourou(3)
CETE Méditerranée, Pôle d’activité, 30 avenue Albert Einstein CS 70 499 13593 Aix-en-Provence Cedex 3,
[email protected]
(2)
ENTPE – LEHNA, Rue Maurice Audin, 69120 Vaulx en Velin, [email protected]
(3)
CETE Ile de France, 12 rue Teisserenc de Bort, 78197 Trappes en Yvelines Cedex
Résumé :
La seule connaissance de la composition physico-chimique d’un échantillon ne permet pas de connaître son
impact écologique sur le milieu récepteur. Partant de ce constat, si l’on souhaite évaluer cet impact, il est
aujourd’hui indispensable d’avoir recours à des outils, tels que les bio-indicateurs, qui intègrent les effets
d’une pollution chronique. Si les bio-indicateurs communautaires reposant sur l’étude de la composition
d’une communauté d’organismes dans le milieu ont été largement utilisés dans le cadre de la Directive
Cadre Européenne sur l’Eau (DCE), les bio-indicateurs reposant sur l’étude d’effets bio-chimiques,
physiologiques ou morphologiques au niveau de la population ou bien de l’individu sur des espèces
préalablement sélectionnées sont à ce jour peu utilisés. Ces bio-indicateurs pourraient s’avérer
particulièrement intéressants, car ils sont capables de mettre en évidence une pollution de façon précoce.
Cet article présente les principes importants lors de la sélection d’organismes et de marqueurs d’écotoxicité
pertinents dans l’étude des impacts écologiques des rejets urbains de temps de pluie sur les écosystèmes
récepteurs.
Mots clefs : bio-indicateurs, bio-marqueurs, écotoxicologie, bio-indication.
Introduction
La qualité d’un milieu ne se résume pas à sa simple composition chimique. Partant de ce constat, les
politiques européennes, en particulier la Directive Cadre sur l’Eau (DCE), exigent une restauration du bon
état chimique mais également écologique des masses d’eaux [Le parlement européen et le conseil de
l’union européenne, 2000]. Le respect de ces engagements passe par une meilleure gestion des rejets
urbains de temps pluie. Un suivi physicochimique est possible à l’aide de prélèvements ponctuels et
d’analyses de laboratoire. Ces analyses, performantes à l’échelle d’un site et d’un échantillon, ne sont pas
adaptées au suivi de plusieurs rejets dans la durée. En effet cette démarche a montré ses limites en raison
de la variabilité extrême des effluents et du coût des analyses. En outre, à partir des seules informations
physico-chimiques, il n’est pas possible de prédire l’effet du rejet sur une masse d’eau donnée et encore
moins l’atteinte écologique.
Une autre voie consiste alors à s’intéresser non pas à la composition du rejet, mais directement à son impact
sur l’écosystème récepteur à l’aide de bio-indicateurs.
Deux types de bio-indicateurs sont généralement distingués : les bio-indicateurs reposant sur l’étude de la
composition d’une communauté (c’est-à-dire l’ensemble des populations) ou bien les bio-indicateurs,
encore appelés bio-marqueurs, reposant sur l’étude des changements comportementaux,
physiologiques et bio-chimiques d’un taxon donné. Si les premiers bio-indicateurs sont aujourd’hui les
plus utilisés pour évaluer l’état écologique d’un milieu (DCE), ils renseignent, en revanche, peu sur les effets
sub-létaux d’une pollution chimique. Or, si l’on veut pouvoir agir rapidement au cours d’un processus de
dégradation, il s’avère aujourd’hui indispensable pour le gestionnaire d’avoir accès à des informations
précoces.
L’objectif de cet article est de définir et de présenter les différents bio-indicateurs de qualité des
écosystèmes aquatiques pouvant permettre en évidence les effets d’un Rejet Urbain de Temps de Pluie
(RUTP). Les bio-indicateurs communautaires sont largement décrits dans la littérature, aussi, nous nous
attacherons plus particulièrement à présenter les bio-marqueurs susceptibles d’être utilisés pour
caractériser ces rejets. Nous montrerons également l’intérêt de ce type d’approche en présentant les
résultats de travaux issus de littérature concernant les impacts des RUTP sur différentes masses d’eaux.
1
1.1
Définitions et généralités
Différentes échelles d’observation en bio-indication
Premièrement, il existe les bio-indicateurs communautaires qui reposent sur l’étude de la présence et de
l’absence d’un taxon dans une communauté d’organismes. Ces indicateurs sont aujourd’hui largement
utilisés pour évaluer l’état d’un écosystème dans le cadre de la DCE. En particulier, pour évaluer l’état d’un
milieu aquatique, les gestionnaires ont aujourd’hui recourt aux indicateurs normalisés tels que l’indice
macrophytes (NF T90-395/2003), l’indice macro-invertébrés benthiques (NF T90-350/2004), l’indice poisson
(NF T90-344/2004), l’indice diatomées (NF T90-354/2007) ainsi que l’indice oligochètes (NF T90-390/2002).
Ces bioindicateurs ont pour avantage d’être très représentatif du fonctionnement écologique d’un
écosystème (Figure 1). En revanche, ils donnent peu d’informations quant aux effets sub-létaux, c’est-à-dire
survenant avant la disparition d’un organisme. En outre, s’ils sont sensibles à des altérations physiques ainsi
qu’aux apports de matière organique, ils répondent peu à l’apport de micro-polluants dans le milieu.
Figure 1 : niveau d’organisation biologique et bio-indication
Deuxièmement, il existe les bio-indicateurs populationnels et individuels. Ces bio-indicateurs, appelés
également bio-marqueurs ,sont peu représentatifs du fonctionnement écologique d’un écosystème (Figure
1) mais ils présentent l’intérêt de donner une information précoce sur la dégradation chimique d’un milieu.
Selon [Lagadic et al. 1997], « Le terme de biomarqueurs désigne des changements structuraux ou
fonctionnels observables et mesurables, qui prennent place à différents niveaux de l’organisation biologique,
depuis la molécule jusqu’à l’organisme pris dans son intégralité, qui traduisent une exposition persistante ou
passée d’un individu à une ou plusieurs substances polluantes. »
Parmi tout un ensemble de biomarqueurs, on distingue les bio-marqueurs d’exposition qui mettent en
évidence l’activation des mécanismes de compensation des bio-marqueurs d’effets qui renseignent sur le
dépassement de ces mécanismes (Figure 2). L’utilisation des bio-marqueurs se fait au travers des tests
écotoxicologiques, que nous présentons dans le paragraphe ci-après.
Figure 2 : les bio-marqueurs à l’échelle de la population et de l’individu, d’après [Depledge, 1994]
1.2
Les tests écotoxicologiques
Pour de déterminer l’impact d’une matrice ou d’une molécule sur un organisme (échelle de l’individu) ou sur
un groupe d’organismes (échelle de la population), il a été mis au point des bio-essais écotoxicologiques,
appelés aussi tests d’écotoxicologie. Ces bio-essais ont pour objectif selon [Ramade, 2007] « d’évaluer le
degré de sensibilité (ou de résistance) à tel ou tel polluant toxique chez les diverses espèces animales ou
végétales. En pratique on cherche à déterminer les différentes formes de toxicité (par contact, par inhalation,
ou par ingestion), et à faire une évaluation quantitative de leurs principaux effets létaux ou sublétaux. »
Ces essais, menés en conditions contrôlées, permettent en particulier de mesurer la réponse d’un biomarqueur à l’échelle d’un individu ou d’une population, après exposition à un toxique. Comme le
souligne [Ramade, 2007], si l’on souhaite obtenir une vision représentative de l’effet d’une pollution sur un
écosystème, il est important de mener ces bioessais « sur les divers types écologiques d’êtres vivants
(producteurs, consommateurs, décomposeurs) ».
1.3
Les organismes modèles utilisés en bio-indication
Le choix des espèces modèles pertinentes en bio-indication est une préoccupation constante de l’écologue
et de l’écotoxicologue. Les caractéristiques d’une espèce modèle sont les suivantes [Ramade, 2007] :
tous les individus d’une espèce bio-indicatrice devraient présenter une corrélation identique et simple entre
leur teneur en la substance polluante et la concentration moyenne de cette dernière dans le biotope ou dans
l’alimentation quelles que soient la localisation et les conditions environnementales ;
l’espèce devrait être sédentaire afin d’être sûr que les concentrations trouvées soient bien en rapport avec
sa contamination dans le site géographique où elle a été prélevée ;
l’espèce devrait être abondante dans l’ensemble de l’aire étudiée et si possible avoir une distribution
biogéographique étendue afin de favoriser les comparaisons entre zones distinctes ;
les espèces à forte longévité sont préférables parce qu’elles permettent un échantillonnage sur plusieurs
classes d’âge si nécessaire. En outre, les espèces à forte longévité subissent une exposition à un
contaminant pendant de longues périodes ce qui par suite permet de disposer de preuves expérimentales
sur les effets à long terme ;
l’espèce devrait être facile à échantillonner et assez résistante pour être amenée en laboratoire afin de
réaliser par exemple des études de décontamination.
Voyons maintenant comment s’appliquent ces grands principes à l’évaluation de l’impact écologique des
RUTP.
2
L’évaluation écotoxicologique des RUTP : approches substance et matrice
La caractérisation des effets écotoxicologiques d’un échantillon consiste à mettre en évidence sa capacité à
agir sur les organismes du milieu récepteur considéré. On cherche en général à observer un effet délétère
sur une fonction (bio-marqueur) de cet organisme (croissance, métabolisme, reproduction, …). La principale
finalité de cette caractérisation est de parvenir à évaluer la concentration prédite sans effet (PNEC
predicted no effect concentration) pour l’échantillon concerné [Angerville, 2009].
Il est reconnu que les actions combinées (effets de synergie et/ou d’antagonisme) liées à la présence de
mélanges de polluants dans les RUTP ne peuvent être prévues à partir de la seule connaissance des
concentrations chimiques en ces polluants. L’utilisation d’essais sur les organismes biologiques permet de
pallier ces manques [ADEME, 2005].
On peut procéder à la caractérisation écotoxicologique d’un rejet au moyen de deux approches
complémentaires : soit on considère l’échantillon comme un tout indivisible, donc une « matrice », soit on
l’approche en fonction de ses différentes composantes, c’est l’approche dite « substances ».
2.1
Approche substance
Les approches « substances » impliquent deux étapes complémentaires. On fait tout d’abord appel à
l’analyse physico-chimique de la matrice polluante concernée en vue de déterminer les polluants qu’elle
contient. Ces polluants sont les agents potentiellement dangereux à partir desquels on réalisera la
caractérisation des effets de la matrice étudiée. Un nombre important de ces composés peut être mis en
évidence dans une matrice polluante, cependant il est admis de procéder au choix de certains composés qui
joueront alors le rôle de « traceurs de risque ». Le choix des traceurs découle d’un consensus permettant de
retenir un ensemble de polluants pertinents et/ou spécifiques au scénario étudié. Ces traceurs de risque
peuvent, par conséquent, être de natures diverses : inorganiques, organiques ou biologiques.
On procède ensuite à la mise en œuvre d’essais écotoxicologiques sur des gammes de concentrations des
traceurs de risques sélectionnés. Cette approche est conseillée lorsqu’il s’agit d’une matrice relativement
bien connue et relativement simple (c’est-à-dire dans laquelle seuls quelques toxiques prédominent).
2.2
Approche matrice
Tout comme l’approche « substances », l’approche « matrice » réclame la mise en œuvre d’essais
écotoxicologiques en vue d’apprécier les effets d’une matrice sur des organismes. Mais dans le cadre de
cette approche on expose les organismes considérés à la matrice tout entière. On utilise cette approche
lorsqu’aucun toxique ne domine dans la matrice et/ou que la nature des substances présentes est incertaine.
Pour mettre en évidence des effets, il est possible d’utiliser différents niveaux d’organisation biologique et
différentes échelles d’expérimentation. On peut sélectionner un certain nombre de bioessais monospécifiques qui constitueront une « batterie de bioessais mono-spécifiques », tout comme on peut recourir à
des « bioessais pluri-spécifiques ». La notion de batterie de « bioessais mono-spécifiques » fait référence à
différents bioessais (normalisés ou non) réalisés séparément sur la même matrice (ou le même polluant).
Les « bioessais pluri-spécifiques » font intervenir plusieurs espèces d’organismes mais simultanément au
contact de la matrice, avec des niveaux d’organisation écologiques supérieurs (cf. partie 3).
L’analyse physico-chimique de la matrice polluante étudiée ne joue donc plus le rôle prépondérant qui lui est
attribué dans les approches « substances » pour l’estimation des valeurs de PNEC. Néanmoins, la
caractérisation physico-chimique de la matrice apporte des informations complémentaires sur les
concentrations en éléments potentiellement toxiques présents dans cette matrice.
La figure 3 compare caractéristiques, avantages, limites et applicabilité de ces deux types d’approche.
Figure 3 : tableau comparatif des approches substances et matrices [ADEME, 2007]
Attardons-nous maintenant sur les bio-essais pouvant être utilisés dans le cadre d’une étude portant sur les
impacts écologiques des RUTP.
3
L’évaluation écotoxicologique des RUTP : les essais en conditions contrôlées
Chez un organisme vivant, un stress toxique agit à différents niveaux : de la molécule à la physiologie en
passant par la cellule [Moore et al., 1987] et à différentes échelles de temps. Ainsi, afin de mettre en
évidence ce stress chez les macro-invertébrés aquatiques, différents biomarqueurs, correspondant à des
échelles de travail différentes, ont été proposés.
3.1
Paramètres mesurés
Dans tous les cas, les effets observés sur les communautés biologiques sont dépendants de l’indicateur
considéré (animal ou végétal) ainsi que de la nature et de la concentration du polluant, chaque espèce étant
tolérante à l’égard d’une concentration déterminée. Cette limite est exprimée par la NOEC (No Observed
Effect Concentration). La NOEC est une concentration établie par des tests écotoxicologiques qui n’entraîne
aucun effet préjudiciable démontrable sur les organismes examinés après une durée d’exposition fixée. En
revanche, la concentration efficace (CE) engendre une réaction démontrée sur les organismes examinés
après une durée d’exposition fixée. On fixe alors la CE50 (ou CE20) qui produit 50 % (ou 20 %) de l’effet
maximal observé. Ces différents paramètres permettent, par extrapolation, de déterminer la concentration
prévue sans effet (PNEC) appelée quelquefois tout simplement concentration sans effet (CSE).
3.2
Les différents types de marqueurs
De nombreux marqueurs – chimiques ou physiologiques – d'une exposition à des polluants organiques et
minéraux ont été proposées. Nous ne citerons ici que ceux les plus couramment utilisés chez les
organismes aquatiques.
Les marqueurs chimiques les plus largement utilisés sont ceux liés à la réponse au stress oxydatif. En
effet, tous les organismes aérobies possèdent un système de défense anti-oxydant dans lequel intervient
non seulement des enzymes anti-oxydantes mais également des piégeurs de radicaux libres [Doyotte et al.,
1997]. Ce système assure la protection d’un organisme contre un stress oxydatif et participe au maintien de
l’équilibre homéostasique cellulaire. L’exposition à un toxique minéral ou organique peut inhiber ou activer
les activités des enzymes impliquées dans ce système et entraîner une augmentation des niveaux cellulaires
de molécules oxygénées fortement réactives. Lorsque les mécanismes de défense sont insuffisants, des
dommages à l’ADN ou bien encore des péroxydations lipidiques des membranes cellulaires peuvent alors
apparaître. De nombreux travaux ont montré que l’étude de la réponse anti-oxydante et des altérations
moléculaires et cellulaires chez les organismes aquatiques pouvaient permettre de révéler un stress toxique
[Doyotte et al., 1997 ; Choi et al., 2000].
L’étude des dommages à l’ADN permet d’évaluer la génotoxicité d’un composé. Par exemple, des
augmentations des dommages à l'ADN ont été observées chez un invertébré aquatique en présence de
toxiques minéraux [Al-Shami et al., 2012] ou organiques [Lee et Choi, 2006].
L’étude du métabolisme de défense, en particulier l’étude de la concentration en métallothionéines – des
protéines assurant la régulation métallique, la détoxification métallique ainsi que le piégeage des radicaux
libres – peut également renseigner sur l'exposition à des métaux essentiels ou non-essentiels [Amiard et al.
2006].
De plus, comme de nombreux insecticides possèdent un effet neurotoxique en agissant par inhibition de
l’activité de l’acétylcholinesterase, une enzyme responsable de la désactivation de l’acétylcholine dans le
système nerveux, la mesure de l’activité de l’acétylcholine a été proposée comme marqueur d’une exposition
à un insecticide [Ibrahim et al, 1998].
De nombreux travaux suggèrent également qu’un stress toxique, en favorisant l’activation de certaines voies
métaboliques, se traduit par une réduction des réserves énergétiques d’un organisme [Koehn et Bayne,
1989 ; Calow et Sibly, 1990]. Aussi la mesure des réserves énergétiques contenues sous forme de
glycogène, lipides et protéines est-elle largement utilisée pour détecter l'exposition à un toxique minéral ou
organique.
Parmi les marqueurs physiologiques les plus couramment utilisés pour mettre en évidence une exposition
toxique, nous pouvons citer la mesure du poids, du temps de développement ou bien encore de la fécondité.
En effet, la croissance peut être retardée ou bien la fécondité réduite chez des organismes aquatiques
exposés à des toxiques minéraux ou organiques [Hirthe et al. 2001].
3.3
Essais mono-spécifiques
Ils sont conduits en laboratoire sur une population homogène. Les organismes étudiés devront être le plus
représentatif possible des milieux étudiés. L’objectif est de déterminer la concentration du rejet induisant un
effet toxique (mortalité, modifications bio-chimiques et/ou physiologiques) ; ces tests sont réalisés dans des
conditions parfaitement contrôlées de manière à pouvoir comparer les effets obtenus par différents
prélèvements de manière à pouvoir évaluer l’évolution d’une toxicité dans le temps [Angerville 2009]. Les
tests sont classés selon le rapport durée d’exposition sur durée du cycle de vie de l’organisme test et selon
les critères d’effet mesurés : mortalité, croissance, reproduction, activités enzymatiques, etc. [Calow, 1993 ;
Forbes et Forbes, 1997]. Ainsi, on distingue des tests de toxicité aiguë, des tests de toxicité chronique et
des tests de génotoxicité [Triffault-Bouchet, 2004]. Certains d’entre eux sont normalisés :
Les essais de toxicité aiguë sont des essais à court terme, au cours desquels les effets doivent se révéler
sur une courte durée (de quelques heures à quelques jours en fonction du cycle de vie de l’organisme
indicateur). Si aucun effet n’est observé, la substance n’a pas de toxicité aiguë, dans les conditions de
l’essai ; ce qui ne veut pas dire pour autant que cette substance ne présente pas de toxicité chronique. Ces
essais permettent d’établir une relation entre la concentration d’exposition et l’intensité de l’effet. Les
résultats sont généralement exprimés par la CE50 ;
Les essais de toxicité chronique permettent de déterminer la toxicité à moyen ou à long terme sur
l’organisme test. Le temps d’exposition correspond en moyenne, à 10 % de la vie de l’organisme et doit
intégrer plusieurs stades de son cycle de vie. Dans le cas où aucune toxicité n’est observée, on peut
conclure en l’absence d’effet chronique sur l’organisme test. Ces essais à moyen et long terme permettent
de déterminer la NOEC ;
Les tests de génotoxicité évaluent les capacités des polluants à entraîner des lésions primaires de l’ADN,
altérations qui induisent des mutations génétiques pouvant à moyen terme avoir un impact sur la structure
des populations.
Toutefois, la faible représentativité écologique des bioessais mono-spécifiques a souvent été rapportée
[Cairns, 1983 ; Perrodin, 1988 ; Volatier, 2004 ; Parent-Raoult, 2004]. Il est cependant également reconnu
que les bioessais mono-spécifiques constituent des outils parfaitement adaptés à la caractérisation de
l’écotoxicité intrinsèque d’une matrice complexe telle que des RUTP. Ils permettent l’étude des interactions
de différentes sources de stress [Angerville, 2009] et des phénomènes de bioaccumulation (Pratt et al.,
1987). Certains auteurs soulignent que la prévision du risque environnemental (quelles que soient la ou les
substances toxiques considérées), évalué sur la base de tests mono-spécifiques, nécessite une validation à
des niveaux supérieurs de complexité biologique [Forbes et Forbes, 1997 ; Guckert, 1996; Parent-Raoult,
2004]. En ce sens, les études in situ sont donc plus indiquées que les essais mono-spécifiques puisqu’elles
permettent d’étudier les impacts en conditions réelles d’une contamination du milieu. Outre le fait que ces
études soient généralement très coûteuses, elles font souvent appel à des protocoles expérimentaux
complexes à mettre en œuvre.
Le Tableau 2 recense les tests monospécifiques les plus couramment utilisés.
Tableau 2 : Exemples d’organismes tests utilisés en milieu aquatique pour la caractérisation des effets
écotoxicologiques [Angerville 2009]
Type de
toxicité
Aiguë
Chronique
Organismes
Critères d’effets
Daphnie
Mobilité
Cériodaphnie
Mobilité
Bactérie (marine)
Luminescence
Poisson
Survie
Copépode (marin et eau douce)
Survie
Rotifère (marin ou eau douce)
Survie
Daphnie
Reproduction
Cériodaphnie
Reproduction
Algue (marine ou eau douce)
Croissance de la population, activité enzymatique
Lentille d’eau
Croissance de l’organisme test
Rotifère
Reproduction
Copépode
Reproduction
Ostracode
Mortalité et croissance des organismes
3.4
Essais plurispécifiques
Les microcosmes et les mésocosmes constituent des bioessais pluri-spécifiques qui permettent de
travailler à des niveaux de représentativité des écosystèmes supérieurs à celui des essais mono-spécifiques
[Kimball et Levin, 1985 ; Forbes et Forbes, 1997 ; Ramade, 2002]. Ce sont des systèmes multi-espèces et
ils représentent un pont entre le laboratoire et l’environnement naturel [Crossland et La Point, 1992]. Ces
outils correspondent à des écosystèmes artificiels clos, constitués de composantes abiotiques et de
plusieurs espèces représentatives de différents niveaux trophiques du milieu aquatique simulé [Caquet et al.,
1996 ; Triffault-Bouchet, 2004]. Les bioessais pluri-spécifiques constituent donc des outils complémentaires
aux bioessais monospécifiques.
Maintenant que nous avons vu les différents types de bioessais fréquemment utilisés dans les études
écotoxicologiques, voyons maintenant comment ils ont pu être utilisés dans le cadre de l’évaluation des
impacts écologiques des RUTP sur les écosystèmes récepteurs.
4
Impacts écologiques observés sur les écosystèmes
Cette partie présente les résultats de quelques travaux concernant l’évaluation des impacts écologiques à
l’aide de bio-essais des RUTP sur 3 types de milieu récepteurs : les cours d’eau, les lacs et les masses
d’eau souterraines.
4.1
Impacts sur les cours d’eau
Les études réalisées portent à la fois sur des organismes de la colonne d’eau et du sédiment. Celles
conduites directement sur le terrain font appel pour la plupart aux macro-invertébrés de la zone benthique et
hyporéïque. En ce qui concerne le choix du secteur à prospecter, [Angerville, 2009] émet l’hypothèse de
l’existence d’une zone préférentielle régie par des conditions adéquates (pente longitudinale douce, débit
relativement faible, vitesse d’écoulement laminaire,...) qui favorisent la décantation des particules contenues
dans les RUTP. Dès lors, les organismes interstitiels seraient exposés à une part importante de la pollution
particulaire apportée par les RUTP. Le choix de ces zones d’étude est donc une étape essentielle dans les
études de terrain. Il est toutefois acquis que les invertébrés benthiques constituent d’excellents bioindicateurs car, inféodés aux sédiments, ils sont relativement bien exposés aux effets cumulatifs [Kominkova
et al., 2005 ; Rochfort et al., 2000]. Les effets peuvent se traduire par une diminution de l’abondance et de la
diversité des communautés d’invertébrés benthiques. Un gradient longitudinal s’observe généralement à
l’aval des rejets [Gray, 2004 ; Pratt et al, 1981], avec des changements au niveau des taxons dominants et
du développement d’espèces polluo-résistantes [Seager et Abrahams, 1990]. Ces modifications s’amplifient
avec les quantités d’eau déversées en temps de pluie. Les impacts observés peuvent alors être durables du
fait de la rémanence des polluants dans le milieu [Pratt et al., 1981]. Néanmoins, des périodes de temps
secs suffisamment longues peuvent permettre la restauration des communautés [Grapentine et al, 2004].
Les diatomées sessiles constituent également de bons indicateurs de la pollution organique générée par les
eaux pluviales [Newall et Walch, 2005 ; Willemsen et al., 1990]. En effet, contrairement à certains macroinvertébrés benthiques, elles n’ont pas la faculté de migrer (mécanismes de dérive, d’enfouissement, etc.)
vers des habitats présentant des conditions plus favorables et moins soumis à l’influence des rejets. [Rollin
et al., 2010] ont utilisés les indices diatomées et macroinvertébrés dans l’étude de l’impact d’un déversoir
d’orage sur la Drouette (cours d’eau périurbain de l’ouest parisien). Les résultats montrent une meilleure
sensibilité des invertébrés avec une baisse sensible de la diversité en aval du déversoir ; des essais de
translocation ont permis de mettre en évidence des atteintes morphologiques chez le chironome
(déformation du mentum).
Par ailleurs, [Gast et al., 1990] ont observé sur 63 sites néerlandais des effets immédiats sur le
phytoplancton se traduisant par une diminution de la biomasse et de la diversité, mais parfois suivis à moyen
et long termes par un bloom algal. De même, des augmentations des biomasses algales et bactériennes ont
été observées au sein de communautés périphytiques ; l’effet se manifeste rapidement après la fin du rejet
du déversoir (4 à 8 heures) et perdure au moins 6 jours [Parent-Raoult, 2004]. [Hubert et Chouteau, 2012 ;
Ferro et Durrieu, 2012] ont mis en évidence un impact direct des RUTP sur le métabolisme d’algues
phytoplanctoniques étudié par le biais d’activités enzymatiques (estérases et phosphatases).
Il est plus délicat d’établir des relations dose / réponse avec les poissons, car en raison de leur mobilité, le
temps de contact réel avec les substances toxiques est difficile à évaluer [Burton et Pitt, 2001 ; La Point et
Waller, 2000]. Quelques études mettent en évidence la sensibilité des poissons à une chute de
concentration en oxygène dissous. Celle-ci peut provoquer une augmentation de l’activité respiratoire des
poissons [Seager et Abrahams, 1990], voire lorsque la chute est brutale, des chocs anoxiques sévères
engendrant des mortalités [Harremoës, 1982 ; Hvitved-Jacobsen, 1982 ; Kreutzberger et al., 1980 ;
Schaarup-Jensen, 1990]. Les poissons constituent toutefois des modèles intéressants pour l’étude des
phénomènes de bioaccumulation. Des études montrent en effet des problèmes de reproduction in situ
pouvant être la conséquence directe d’atteintes du génome [Penders et al, 2012]. Aucune étude de
génotoxicité n’a cependant été rapportée sur l’impact direct des eaux pluviales sur les populations piscicoles.
L’impact physique des rejets (augmentation brutale du débit, érosion des berges et du fond, etc.) et leur
répétition, conséquence directe de leur caractère intermittent, contribuent à modifier continuellement l’habitat
physique, voire à le détruire totalement [Wagner et Geiger, 1996]. Cette instabilité est alors susceptible de
modifier la composition et l’abondance des communautés aquatiques en favorisant le maintien ou le
développement des espèces capables de supporter de tels changements [Pedersen et Perkins, 1986]. Ces
résultats confirment de nouveau que l’habitat et le débit constituent deux facteurs écologiques d’importance
fondamentale pour les communautés aquatiques soumises aux RUTP [Borchardt et Sperling, 1997 ; Taylor
et al., 2004 ; Kominkova et al., 2005 ; Parent-Raoul et Boisson 2007]. Le degré d’impact sur les biocénoses
est généralement lié aux caractéristiques du milieu récepteur : plus le cours d’eau est de petite taille et/ou le
débit est faible, plus l’impact est prononcé [Willemsen et al., 1990]. Les différentes études réalisées montrent
que les résultats ne permettent pas toujours de mettre en évidence des effets significatifs. Cette difficulté est
à rapprocher de la forte variabilité temporelle [Morrisey et al. 2003] et spatiale à l’échelle des habitats
échantillonnés [Grapentine et al., 2004 ; Rochfort et al., 2000]. Les caractéristiques du bassin versant jouent
également un rôle important [Schiff et Bay, 2003].
Les études en laboratoire étudient la réaction d’organismes inféodés aux cours d’eau après des durées
variables d’expositions à différentes concentrations d’eaux pluviales récoltées au niveau de déversoirs.
[Angerville, 2009] a ainsi réalisé une série de bioessais monospécifiques pour tenter de caractériser la
toxicité de RUTP déversés sur la Chaudane (cours d’eau de l’ouest lyonnais) vis-à-vis de différents
organismes tests. Cette étude distingue deux phases dans le rejet : une phase « eau » et une phase
« particules ». Une batterie de bioessais a été réalisée sur chacune de ces phases. La fraction eau s’est
révélée toxique pour le crustacé Ceriodaphnia dubia alors que la fraction particulaire s’est révélée très
toxique pour la bactérie Vibrio fischeri. Des résultats complètement différents ont été obtenus avec d’autres
types de bioessais réalisés dans cette même étude.
Il apparaît donc important de réaliser un grand nombre de campagnes de manière à pouvoir réaliser une
exploitation mathématique des résultats. Ceci peut permettre de dégager une tendance. On peut citer à titre
d’exemple le travail de [Mulliss et al. 1996] qui ont réalisé une étude statistique permettant d’établir une
relation dose réponse entre les modifications physico-chimiques du milieu en aval d’un déversoir d’orage et
la mortalité de deux espèces d’invertébrés Gammarus pulex et Asellus aquaticus.
[Parent, 2004] a réalisé des expérimentations en canaux artificiels pour évaluer l’impact de RUTP collectés
en région lyonnaise, sur les communautés périphytiques. Les effets ont été évalués, en conditions
expérimentales ainsi rigoureusement contrôlées, sur les descripteurs structurels (biomasse totale et algale,
teneur en phéopigments, abondance bactérienne), physiologiques (intégrité membranaire) et fonctionnels
(activités enzymatiques extracellulaires : leucine aminopeptidase et β-glucosidase). Six campagnes de
prélèvements ont été réalisées. Les résultats obtenus montrent que la masse organique est globalement peu
affectée par la présence des rejets, alors que la biomasse algale semble parfois stimulée, probablement par
des teneurs non négligeables en sels dissous. Les données des phéopigments, quand elles sont
exploitables, révèlent peu de réponse suite aux rejets, la communauté algale étant peu altérée par les rejets.
Les abondances bactériennes, augmentent quasiment systématiquement en présence des rejets. Les deux
activités enzymatiques répondent quant à elles très différemment selon les rejets utilisés, voire même selon
les campagnes utilisant les mêmes rejets. Notons seulement que de manière générale, elles dénotent une
augmentation de la capacité hydrolytique des biofilms en présence des rejets. Les essais réalisés en canaux
artificiels mettent d’autre part en évidence l’importance des facteurs abiotiques (température, vitesse du
courant) sur les réponses biologiques observées sur des invertébrés benthiques tels que Gammarus pulex
[Borchardt et Stazner, 1990] ou des biofilms périphytiques soumis à des rejets simulés de déversoirs d’orage
[Parent-Raoul, 2004].
4.2
Impacts sur les masses d’eau lacustres
On ne peut citer que quelques études réalisées en laboratoire qui évaluent la sensibilité d’espèces lacustres.
Des tests de survie à 48 heures, 7 jours et 10 jours ont été menés sur Daphnia magna, Hyalell azteca, et
Pimephales promelas en présence d’eau pluviale et de sédiments contaminés. Ils mettent en évidence une
forte mortalité sur la daphnie [Hatch et Burton 1999]. [Gesberg et al. 2003] ont mis en évidence le rôle
important des composés organiques non polaires, c’est-à-dire peu hydrosolubles, sur la mortalité de la
daphnie (Ceriodaphnia Dubia : test de survie à 48 h et 96 h).
Il semblerait qu’en milieu lacustre, l’impact soit plus sévère que sur les cours d’eau du fait du temps de
séjour plus long des polluants [Gast et al., 1990]. Il peut porter sur la globalité de l’écosystème en induisant,
dans certains cas, des phénomènes tels que son eutrophisation accélérée [Parent- Raoul et Boisson, 2007].
4.3
Impacts sur les masses d’eau souterraines
Des études récentes et très originales mettent en évidence l’impact potentiel des eaux de pluie sur les eaux
souterraines par le biais des bassins d’infiltration. Ainsi |Foulquier et al., 2010, 2011] ont mis en évidence
des mécanismes de transfert s’accompagnant d’une augmentation de la concentration de Carbone
organique dissous (COD) dans l’aquifère et d’une diminution de l’oxygène dissous (OD). Il semblerait que
ces phénomènes ne soient pas l’unique résultante de phénomènes abiotiques mais qu’ils soient associés à
une augmentation de la biomasse microbienne et de sa respiration. Des modifications sembleraient
également se produire au niveau du compartiment des macro-invertébrés. On pourrait donc conclure de ces
travaux que l’infiltration des eaux pluviales dans les aquifères modifient de manière significative les
interactions trophiques.
Conclusion et perspectives
Nous avons vu ici l’intérêt des bio-indicateurs dans l’évaluation des impacts écologiques : eux seuls
permettent de rendre de compte de l'effet écologique d’un rejet chargé en polluants minéraux et organiques,
tel que peut l’être un RUTP.
Deux approches sont possibles pour aborder l’impact des RUTP, l’approche « matrice » et l’approche
« substance », le choix dépendant de la problématique abordée, car chacune dispose d’atouts, de limites et
d’un domaine d’application bien précis. Chacune de ces approches peut être abordée via l’utilisation de bioindicateurs communautaires ou bien de bio-marqueurs de toxicité. Les bio-indicateurs communautaires et
les biomarqueurs de toxicité sont complémentaires : les premiers permettent d’obtenir une vision réaliste et à
long terme de l’effet d’un rejet sur l’écosystème tandis que les seconds fournissent une information précoce
quant à la dégradation chimique d’un milieu.
Les auteurs traitant de la question de l’impact des RUTP sur les milieux aquatiques ont travaillé en priorité
sur le terrain, à l’aide des bio-indicateurs communautaires, comme l’indice diatomées par exemple.
Toutefois, ces travaux bien qu’utiles pour caractériser les évolutions du milieu soumis à une pression, tel
qu’un déversoir d’orage, ne renseignent pas sur les effets sub-létaux et à court terme. Les gestionnaires
souhaitent aujourd’hui disposer d’outils de suivi, sensibles et rapides, afin de détecter des rejets polluants de
manière précoce.
Aussi les bio-marqueurs de toxicité ont toute leur place dans le développement de ces outils, et en particulier
à travers les bio-capteurs, instruments prometteurs pour la détection rapide des pollutions et la prévention
des nuisances à l’environnement.
Remerciements
Les auteurs remercient le Ministère de l’Écologie, du Développement Durable et de l’Énergie et l'ONEMA
pour le soutien financier de ces travaux.
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