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Bilan des connaissances sur les lagunes méditerranéennes françaises Le Fur Ines & Giraud Anaïs Agence de l’Eau Rhône Méditerranée & Corse Etang de Vic (complexe des étangs palavasiens), crédit : SIEL Septembre 2012 REMERCIEMENTS Plusieurs entretiens ont été nécessaires tout au long du projet afin d’échanger et d’alimenter ce bilan des connaissances sur les milieux lagunaires méditerranéens. Nous tenons à remercier les nombreuses personnes qui ont participé et contribué à la réalisation de cette synthèse, notamment les chercheurs de l’Ifremer de Sète et de la Seyne/Mer, de la Tour du Valat, de l’Université de Montpellier et de l’Université de Perpignan. Table des matières CONTEXTE EUTROPHISATION................................................................................ 1 I. INTRODUCTION ...................................................................................................... 2 II. LES APPORTS DE NUTRIMENTS AUX LAGUNES................................................................. 2 1. LE BASSIN VERSANT ...................................................................................................................... 2 2. LES EAUX SOUTERRAINES ............................................................................................................... 3 3. L’ATMOSPHERE ........................................................................................................................... 4 4. LES APPORTS HORS BASSINS VERSANTS : LES CANAUX .......................................................................... 5 5. LES SEDIMENTS ........................................................................................................................... 5 6. LES ECHANGES AVEC LA MER .......................................................................................................... 6 7. LE ROLE DES ZONES HUMIDES ......................................................................................................... 7 III. DEVENIR DES NUTRIMENTS DANS LES LAGUNES ET IMPACTS SUR LES ORGANISMES VIVANTS ...... 8 1. LA COLONNE D’EAU...................................................................................................................... 8 2. ETAT DU SEDIMENT ...................................................................................................................... 8 3. IMPACT SUR LE VIVANT ................................................................................................................. 8 A. LE PHYTOPLANCTON .................................................................................................................. 8 B. LES INVERTEBRES BENTHIQUES ET POISSONS ................................................................................... 9 C. LES MACROPHYTES .................................................................................................................... 9 III. RESTAURATION VIS-A-VIS DE L’EUTROPHISATION ........................................................ 11 IV. PROGRAMMES DE RECHERCHE/SUIVIS ...................................................................... 12 VI. ACTEURS CLES ................................................................................................... 13 VII. BIBLIOGRAPHIE ................................................................................................. 13 CONTAMINATION CHIMIQUE ........................................................ 17 I. INTRODUCTION .................................................................................................... 18 II. LES APPORTS CONTAMINANTS CHIMIQUES .................................................................. 18 1. LE BASSIN VERSANT .................................................................................................................... 18 2. LES EAUX SOUTERRAINES ............................................................................................................. 19 3. LES CANAUX ............................................................................................................................. 19 4. LES PORTS ................................................................................................................................ 19 5. L’ATMOSPHERE ......................................................................................................................... 20 6. LES SEDIMENTS ......................................................................................................................... 20 7. LE ROLE DES ZONES HUMIDES ....................................................................................................... 21 III. ETAT DE LA CONTAMINATION CHIMIQUE DES MILIEUX................................................... 22 IV. IMPACTS DES CONTAMINANTS CHIMIQUES SUR LE VIVANT ............................................. 23 1. L’ICHTYOFAUNE ........................................................................................................................ 23 2. LE PHYTOPLANCTON ................................................................................................................... 23 3. LES HERBIERS ............................................................................................................................ 24 4. LES INVERTEBRES ....................................................................................................................... 24 V. PROGRAMMES DE RECHERCHE ................................................................................ 25 VI. ACTEURS CLES ................................................................................................... 27 VII. BIBLIOGRAPHIE ................................................................................................. 27 HYDROMORPHOLOGIE .................................................................... 31 I. INTRODUCTION .................................................................................................... 32 II. DYNAMIQUE HYDROLOGIQUE ................................................................................. 32 III. DYNAMIQUE SEDIMENTAIRE .................................................................................. 34 IV. PARAMETRES MORPHOLOGIQUES ........................................................................... 35 V. LIENS ENTRE LES PARAMETRES PHYSIQUES DU MILIEU ET LES ORGANISMES VIVANTS .............. 35 VI. PROGRAMMES DE RECHERCHE ............................................................................... 37 VII. ACTEURS CLES .................................................................................................. 37 VIII. BIBLIOGRAPHIE ................................................................................................ 38 CHANGEMENT CLIMATIQUE ......................................................... 41 I. INTRODUCTION .................................................................................................... 42 II. IMPACT DU CHANGEMENT CLIMATIQUE SUR L’HYDROMORPHOLOGIE ................................. 42 II. IMPACT DU CHANGEMENT CLIMATIQUE SUR LE VIVANT .................................................. 44 1. MODIFICATION DES RESEAUX TROPHIQUES ..................................................................................... 44 2. RISQUE D’AUGMENTATION DES AGENTS INFECTIEUX ......................................................................... 44 3. RISQUE D’AUGMENTATION DES PHYTOPLANCTONS TOXIQUES ............................................................. 45 4. RISQUE D’AUGMENTATION DES MALAÏGUES .................................................................................... 45 5. IMPACT SUR LA PECHE ET LA CONCHYLICULTURE ............................................................................... 45 6. IMPACT SUR LA BIODIVERSITE ....................................................................................................... 45 V. PRECONISATION DE GESTION .................................................................................. 46 VI. PROGRAMMES DE RECHERCHE ............................................................................... 46 VII. ACTEURS CLES .................................................................................................. 49 VIII. BIBLIOGRAPHIE ................................................................................................ 50 PHYTOPLANCTON TOXIQUE ......................................................... 53 I. INTRODUCTION .................................................................................................... 54 II. LES ESPECES TOXIQUES PRESENTES DANS LES LAGUNES ................................................... 54 1. LES ESPECES TOXIQUES POUR LES CONSOMMATEURS......................................................................... 54 A. ALEXANDRIUM ....................................................................................................................... 54 B. DINOPHYSIS ........................................................................................................................... 55 C. PSEUDO-NITZSCHIA ................................................................................................................. 56 2. LES ESPECES TOXIQUES POUR LES CONSOMMATEURS......................................................................... 56 A. GYMNODINIUM ET GYRODINIUM ................................................................................................ 56 B. PROROCENTRUM MINIMUM ...................................................................................................... 56 III. PROGRAMMES DE RECHERCHE................................................................................ 57 IV. ACTEURS CLES ................................................................................................... 58 V. BIBLIOGRAPHIE ................................................................................................... 58 ESPECES ENVAHISSANTES ............................................................. 61 I. INTRODUCTION .................................................................................................... 62 II. LES MACROALGUES .............................................................................................. 62 1. CAS DE LA LAGUNE DE THAU............................................................................................................ 62 2. CAS DE LA LAGUNE DE SALSES-LEUCATE ............................................................................................. 62 III. LE CASCAIL ........................................................................................................ 63 IV. LE PLANCTON GELATINEUX .................................................................................... 63 V. LE PHYTOPLANCTON ............................................................................................. 64 VI. PROGRAMMES DE RECHERCHE ............................................................................... 64 VII. ACTEURS CLES .................................................................................................. 64 VIII. BIBLIOGRAPHIE ................................................................................................ 64 PATHOGENES....................................................................................... 67 I. INTRODUCTION .................................................................................................... 68 II. PATHOGENES ET IMPACTS SANITAIRES ....................................................................... 68 1. ORIGINE DES PATHOGENES .......................................................................................................... 68 A. PATHOGENES ALLOCHTONES AUX LAGUNES .................................................................................. 68 B. PATHOGENES AUTOCHTONES AUX LAGUNES ................................................................................. 69 2. QUALITE DE L’EAU ..................................................................................................................... 69 III. PATHOGENES DES ANIMAUX AQUATIQUES ................................................................. 70 IV. PROGRAMMES DE RECHERCHE ............................................................................... 70 V. ACTEURS CLES .................................................................................................... 71 VI. BIBLIOGRAPHIE .................................................................................................. 71 CONTEXTE La Directive Cadre sur l’Eau (DCE) 2000/60/CE fixe comme objectif général l’atteinte, à l’horizon 2015, du bon état des masses d’eau incluant les eaux côtières et de transition. Ce bon état correspond au bon état écologique et chimique de chaque masse d’eau. Les états membres doivent donc prévenir toute dégradation supplémentaire, préserver et améliorer l’état des écosystèmes aquatiques. Actuellement, il apparaît, au vu des résultats issus du programme de surveillance réalisé sur les milieux lagunaires que la majorité de ces masses d’eau de transition ne sont pas en bon état au sens de la DCE. Les connaissances acquises par les scientifiques (Ifremer, Universités, etc.) ont permis d’engager correctement les travaux relatifs à la DCE mais de nombreuses questions sont encore en suspens ou en devenir. Par ailleurs, l’Agence de l’Eau ne dispose pas d’une vision complète et globale des travaux scientifiques conduits sur les lagunes. Compte tenu de leur état actuel et de la complexité de leur fonctionnement, il apparaît capital de valoriser et de capitaliser les connaissances scientifiques acquises sur ces milieux. Dans ce contexte, l’Agence conduit actuellement un bilan des connaissances sur ces milieux lagunaires ayant pour but de donner une vision globale des acquis scientifiques et de cibler les thèmes à approfondir ; sachant que l’objectif est de mettre en avant les leviers pour la restauration du bon état de ces écosystèmes. La définition d’un site atelier lagunaire associant gestion et recherche pourrait découler de cette réflexion. Ce document présente le bilan des connaissances acquises sur les 5 thèmes suivants: o L’eutrophisation o La contamination chimique o L’hydromorphologie o Le changement climatique o Le phytoplancton toxique/ Espèces envahissantes/ Pathogènes. Eutrophisation En résumé… Depuis le début du 20ème siècle, l’augmentation de la population, le développement agricole et industriel a entrainé une augmentation des apports en éléments nutritifs aux lagunes. L’eutrophisation est caractérisée par un excès de nutriments apportés à la lagune, entrainant un déséquilibre du milieu. Cet état d’eutrophisation induit des impacts biologiques, écologiques et économiques. Elle peut conduire à une anoxie des eaux et des sédiments. En réponse à ces problèmes chroniques, le Réseau de Suivi Lagunaire a été mis en place en Languedoc-Roussillon afin de diagnostiquer l’état des lagunes vis-à-vis de l’eutrophisation. Les apports en nutriments proviennent soit des bassins versant via les cours d’eau tributaires principalement, de l’atmosphère, des eaux souterraines, du compartiment sédimentaire ou des canaux. Aujourd’hui les lagunes sont davantage soumises à des pollutions diffuses mais les perspectives démographiques sont à considérer pour l’avenir. Les quantités en termes de flux de nutriments issus des tributaires sont encore mal connues. Ainsi, nous ne sommes pas en mesure d’identifier les flux maximum admissibles par les milieux lagunaires. De part leur capacité épuratoire, les zones humides représentent un enjeu majeur pour la préservation des milieux lagunaires vis-à-vis de l’eutrophisation. Cependant, il existe peu de données quantifiant la capacité épuratoire et le rôle tampon de ces zones. Les échanges mer-lagune pourraient également jouer un rôle dans l’exportation des nutriments. Les résultats DCE montrent un mauvais état de la colonne d’eau pour 9 des lagunes suivies. Cependant, une forte résilience de ce compartiment a été observée lors de diminution d’apports en nutriments, contrairement au compartiment sédimentaire. En effet, les sédiments agissent comme « puits » mais également comme « source » de nutriments via des phénomènes de relargage. Ce compartiment peut retarder la restauration des lagunes. Un projet en cours (RESTOLAG) permettra d’estimer les stocks sédimentaires en nutriments et les flux de nutriments à l’interface eau/sédiment. Ce projet permettra in fine d’estimer le temps de restauration des lagunes sous l’hypothèse d’un arrêt des apports externes en nutriments. L’élément de qualité biologique ‘macrophytes’ est en lien avec l’état d’eutrophisation des lagunes. A l’heure actuelle, 70 % des déclassements de l’état écologique des masses d’eau sont imputables aux macrophytes. Les essais de réimplantation semblent peu concluants tandis qu’une reprise naturelle est observée lorsque les conditions sont favorables. Zones géographiques étudiées Les lagunes du Languedoc-Roussillon sont suivies par le RSL. Les données relatives à l’état vis-à-vis de l’eutrophisation des lagunes de PACA et de Corse sont acquises au titre de la surveillance DCE. Sur l’ensemble des lagunes, celles pour lesquelles on a le plus de connaissances sont Thau et Berre. Lacunes identifiées Apports en nutriments : quantification des flux de nutriments issus des bassins versants, de l’atmosphère, des eaux souterraines, des canaux et des sédiments. Evolution des apports en nutriments face à l’augmentation démographique. Flux de nutriments à l’interface eau/sédiment, rôle des différents couverts végétaux et des processus de décomposition et lien avec la restauration des milieux lagunaires. Rôle des échanges mer-lagune. Capacité épuratoire des zones humides. Etapes de restauration des milieux lagunaires : résilience de l’écosystème, évolution des communautés phytoplanctoniques en restauration, processus de recolonisation des herbiers,… I. INTRODUCTION Les lagunes méditerranéennes, situées entre le continent et la mer, sont des milieux naturellement riches en éléments nutritifs (azote, phosphore). Cette caractéristique constitue un intérêt majeur pour les activités halieutiques et conchylicoles. Depuis le début du 20 ème siècle, l’augmentation de la population, du développement agricole et industriel a entraîné une augmentation de ces apports en éléments nutritifs aux lagunes. Lorsque ces apports sont excessifs, ils deviennent difficilement assimilables par les lagunes et provoquent alors un déséquilibre du milieu : c’est l’eutrophisation. Cet état d’eutrophisation induit des impacts biologiques et écologiques (mortalité, destruction des herbiers, invasion biologique du cascail, etc.) mais aussi économiques (perte de production conchylicoles, etc.). Dans les cas les plus graves, l’eutrophisation peut conduire à la « malaïgue », c'est-à-dire une anoxie des eaux et des sédiments. Depuis 2000, le Réseau de Suivi Lagunaire (RSL) en Languedoc-Roussillon et le Réseau lagunaire Corse (2000-2004) ont été mis en place, afin de diagnostiquer l’état des lagunes visà-vis de l’eutrophisation. II. LES APPORTS DE NUTRIMENTS AUX LAGUNES La compréhension des processus d’eutrophisation passe par un bilan fin des apports en azote et phosphore issus de différents compartiments. L’état des connaissances concernant chacun de ces compartiments est détaillé dans cette partie. 1. Le bassin versant Deux types d’apports sont distingués au niveau des bassins versants : - Les apports diffus qui sont liés principalement aux événements pluvieux. Ils correspondent aux apports agricoles, au ruissellement urbain, etc. - Les apports ponctuels qui correspondent aux rejets de stations d’épuration et aux rejets industriels. Ils sont relativement constants dans le temps et sont situés en des points précis des cours d’eau. En 2006, dans le cadre du « défi eutrophisation des lagunes littorales du LanguedocRoussillon » (8ème programme de l’AERM&C), une estimation des apports en azote et phosphore issus des bassins versants a été réalisée sur 5 lagunes (Canet, Bages-Sigean, Or, Thau, Palavasiens). Les différentes sources de ces apports ont été hiérarchisées en fonction de leur contribution à l’eutrophisation. Deux types de lagunes avaient ainsi été distingués par rapport à l’importance relative des différentes sources d’apports en nutriments : les lagunes soumises essentiellement aux apports urbains (complexe Palavasiens et Bages-Sigean) et les lagunes soumises à une double influence des apports urbains et agricoles (Or, Thau, Canet) (Cepralmar 2006). Pour les étangs de Salses-Leucate et La Palme, une influence multiple des apports à la fois urbains, agricoles et naturels ont été mis en évidence (Dupré 2003, Buscail et al. 2009). En 2012, l’estimation de ces apports a été actualisée (Meinesz 2012) et a pu être comparée à celle du « défi eutrophisation ». En 6 ans, les dispositifs de traitement des eaux usées ont été améliorés ou exportés à l’extérieur des étangs. Ces aménagements ont permis une diminution des apports en azote et phosphore issus des stations d’épuration pour 2 l’ensemble des lagunes suivies. Ainsi pour les étangs Palavasiens, la mise en place de la station d’épuration MAERA et de son émissaire en mer a eu pour effet de passer d’un apport en azote de 1435,4 T/an en azote à 36,04 T/ an. A l’heure actuelle, les principales sources d’apports en azote pour ces étangs sont : l’agriculture (117,35 T/ an) et le ruissellement urbain (114,97 T/an). Sur l’ensemble des lagunes suivies, les étangs de Canet (Buscail et al. 2010 ; Vouvé et al. 2012), de Berre, de l’Or et les Palavasiens font parti des lagunes qui reçoivent des quantités importantes en azote et phosphore. Les résultats concernant ces apports, sont pour la plupart issus d’estimations. Les processus de transfert des nutriments des bassins versants jusqu’aux milieux lagunaires sont assez complexes. Une meilleure connaissance des flux de nutriments (en particulier issus des apports diffus) ainsi que des phénomènes d’autoépuration permettrait de confirmer les estimations et les bilans en nutriments réalisés (en effet, il est considéré que l’ensemble des rejets en azote et phosphore est véhiculé jusqu’aux milieux lagunaires étudiés). L’amélioration des connaissances dans ce domaine permettrait une meilleure gestion et restauration de ces milieux (Cepralmar 2006). A l’heure actuelle, Thau, Berre et Vaccarès sont les seules lagunes pour lesquelles on a actuellement de bonnes connaissances (issues de campagnes de mesures) concernant les apports en nutriments. Les programmes PNEC et OMEGA-Thau ont permis d’améliorer les connaissances concernant les apports du bassin versant de Thau, et ont conduit à la mise en place de modèles bassins versants/lagunes permettant une évaluation des flux d’azote et phosphore apportés à la lagune. Concernant l’étang de Berre, les apports des stations d’épuration et industriels ont été déterminés et les flux des principaux tributaires naturels ont été calculés (Mayot et al. 2011). Les résultats sur Thau ont montré que la majorité des apports étaient issus de la Vène et du Pallas, et que les premières crues en fin d’étiage étaient responsables de l’essentiel des flux polluants à l’exutoire de la Vène, principalement dus à des accumulations de nutriments dans le lit de la rivière. Pour Berre, il a été estimé que selon les rivières, les crues pouvaient être responsables de plus de 99 % des apports de particules sédimentaires annuelles et pour 44 % des apports d’azote total et 72 % de phosphore total (Gouze et al. 2008). En Camargue, les engrais utilisés pour l’agriculture (riz et blé) représentent les principales sources d’apports en azote et phosphore sur le bassin versant de Fumemorte (Chauvelon, 1998). Les travaux de chauvelon (1996, 1998) ont permis de montré un flux annuel entrant au niveau du bassin versant de 400 tonnes d’azote et 150 tonnes de phosphores. Cependant, Il a été montré (selon un scénario de transfert maximum), que seulement 5,5 % d’azote et 4 % de phosphore étaient exportés du bassin versant de Fumemorte à la lagune de Vaccarès. A l’échelle annuelle, les flux de nutriments semblent faibles comparés aux autres sources (stocks sédimentaires, atmosphère). Selon l’auteur, même si la charge en nutriments entrant dans la lagune restait « acceptable », le risque d’eutrophisation à long terme pouvait subsister (chauvelon, 1998). Lacunes identifiées : Quantification des flux de nutriments issus des cours d’eau. .Caractérisation des phénomènes d’autoépuration. 2. Les eaux souterraines Les mécanismes de transfert des eaux souterraines vers les étangs sont pour certains méconnus. Il existe deux types d’aquifères en rapport avec les lagunes méditerranéennes : les 3 aquifères karstiques, qui réagissent souvent de manière rapide aux pluies et les aquifères de type poreux qui ont une réponse plus différée. Les eaux souterraines peuvent être chargées en nitrates susceptibles d’enrichir l’eau lagunaire en cas de transfert de la nappe vers la lagune (Région Languedoc-Roussillon et al. 2000). Dans la lagune de Thau, en moyennes eaux, lorsque les sources karstiques alimentent la rivière de la Vène, elles contribuent fortement aux flux d’azote à l’exutoire. En période de crue, les eaux issues du karst sont fortement chargées en nitrate et pauvres en phosphore (PNEC, 2008). Dans l’étang de l’Or, il apparaît que si les eaux souterraines (aquifères de type poreux) devaient participer à la contribution de cet étang, elles n’apporteraient pas ou peu d’azote inorganique. De plus, les flux d’eau souterraine par ascendance verticale vers l’étang de l’Or sont négligeables par rapport aux flux des eaux de surface vers l’étang (BRGM 2007, 2008) L’étang de Salses-Leucate est alimenté par deux sources karstiques : Fontdame et FontEstramar. Ces deux sources font l’objet d’un contrôle de qualité, mais les flux de nutriments apportés à la lagune restent méconnus. Toutefois, Buscail et al. (2009) ont mesuré le double de silicates dans le bassin sud par rapport au bassin nord ce qui a été relié à l’abondance de l’arrivée des eaux douces karstiques dans cette partie de la lagune. Concernant l’étang de Berre, les données concernant ses aquifères, tant quantitatives que qualitatives, sont très éparses et ne permettent pas de dresser un bilan de leurs apports. L’écoulement de l’aquifère de l’Arc vers l’étang est estimé à 4 500 000 m3/an. La masse d’eau est concernée par des apports d’azote issus de l’activité agricole et de l’assainissement ainsi que des apports de produits phytosanitaires sur la plaine de Berre (GIPREB). Il est possible (hypothèse à vérifier) que les eaux souterraines soient chargées en azote là où les eaux des cours d’eau le sont. En négligeant les eaux souterraines, les niveaux d’eutrophisation sont uniquement associés aux apports des eaux de surface. Il y a donc sousévaluation de l’apport de nutriments des eaux côtières (Le Gall 2011). Cependant, il n’existe pas à l’heure actuelle de suivis saisonniers ou à long terme de ces sources karstiques, ni d’informations sur la quantité et les flux de nutriments apportés aux lagunes. Lacunes identifiées : La part des nutriments (quantité et flux) apportée aux lagunes via les eaux souterraines 3. L’atmosphère Les apports atmosphériques d’azote et de phosphore à la surface de la lagune sont liés d’une part aux précipitations (apports humides), aux particules (apports secs) et aux apports gazeux (uniquement pour l’azote HNO3). Les apports atmosphériques directs en azote et phosphore liés aux précipitations ont été évalués sur les lagunes dans le cadre du défi eutrophisation. Ils atteignent des quantités non négligeables pour certains grands étangs avec des apports atteignant 45 T/an d’azote pour Thau et 28 T/an d’azote pour l’étang de l’Or (Cepralmar 2006). La composition des précipitations est très variable selon les zones étudiées concernées (zones fortement anthropisées ou apports de sables de la zone saharienne par exemple) Il est à noter que certaines bactéries et familles d’algues (algues bleues ou cyanobactéries) ont la capacité d’incorporer l’azote atmosphérique et de l’incorporer dans le cycle de la matière. L’importance de ce phénomène dans le cas de lagune n’a pas été quantifiée. Il existe également des pertes d’azote vers l’atmosphère, en effet, une partie de l’azote dissous dans 4 l’eau ou le sédiment peut être restituée à l’atmosphère par dénitrification via des bactéries (genre Pseudomonas). A titre d’exemple, les flux de dénitrification dans l’étang de Thau ont été estimés à 6500 Kg N/an (Deslous-Paoli et al. 1996). Cependant, la mesure de dénitrification reste du domaine d’équipe de recherches spécialisées qui les réalisent de façons très ponctuelle (Région Languedoc-Roussillon et al. 2000). Lacunes identifiées : Part de nutriments apportés par le compartiment atmosphérique. Caractérisation des échanges lagune/atmosphère. 4. Les apports hors bassins versants : les canaux Certaines lagunes sont soumises à des apports provenant de l’extérieur des bassins versants hydrographiques qui peuvent, dans certains cas, être très importants en termes de volumes et de flux polluants. En effet, parmi les lagunes méditerranéennes, certaines sont en relation directe avec des canaux ; à titre d’exemple, on peut citer le canal du Rhône à Sète (qui alimente les étangs de l’Or, de Thau et les Palavasiens), le canal EDF Saint-chamas (Berre) ou encore le canal de la Robine (Campignol). Même si la qualité de certains de ces canaux est suivie (Canal du Rhône à Sète par le RSL, canal EDF Saint Chamas (LNHE)), les flux de nutriments issus de ces canaux ne sont pas quantifiés et n’ont jamais été pris en compte jusqu’à aujourd’hui dans les sources d’apports aux lagunes. Les seules données dont on dispose actuellement concernent l’étang de Berre qui recevrait via le canal EDF une quantité assez conséquente en nutriments avec environ 1083,5 T/an d’azote (suivi EDF, 2009) (Meinesz 2012). Lacunes identifiées : Les flux de nutriments issus des canaux. 5. Les sédiments Les sédiments agissent comme « puits » mais aussi comme « source » de nutriments. Au niveau des stocks, des différences assez grandes sont constatées entre les lagunes. Les lagunes de l’Or, Vendres, Bolmon, Grand-Bagnas et les Palavasiens ont des sédiments assez chargés en azote et phosphore, tandis que les étangs d’Ayrolle, La Palme, et la Palissade présentent un bon état de ce compartiment. (RSL, Ifremer 2000-2012). Les nutriments stockés dans le sédiment sont susceptibles par des phénomènes de relargage, d’entretenir les phénomènes d’eutrophisation des milieux lagunaires (suite à des turbulences (vent, invertébrés) et par diffusion entre les eaux interstitielles et les eaux surnageantes). Le relargage concerne les formes dissoutes, aussi bien organiques que minérales et serait plus important en été. Ce phénomène peut retarder la restauration d’une lagune eutrophisée, longtemps après que des mesures de réduction des apports du bassin-versant aient été pratiquées (Mazouni 1995; Moutin 1992), il est alors difficile d’estimer le temps de restauration des lagunes. L’évaluation des réserves de nutriments sédimentaires mobilisables permettrait d’apprécier la pertinence et la nature des interventions directes sur les milieux. (Cepralmar 2006). Concernant l’étang de Berre, une estimation du dépôt depuis 5 1966 et des flux benthiques en azote et phosphore en conditions aérobies et anoxiques a été conduite. Il a été montré des flux à l’interface eau-sédiment plus intenses au nord qu’au sud de l’étang. s’expliquant par la proximité des apports continentaux au nord, et par des profondeurs moins importantes, laissant moins le temps à la matière organique qui sédimente de se dégrader dans la colonne d’eau. Quelle que soit la station, les flux mesurés étaient caractéristiques d’un écosystème mésotrophe (Salançon et al. 2011). Un projet est actuellement en cours (RESTOLAG) en vue d’établir les stocks de nutriments dans les lagunes méditerranéennes d’une part, et d’estimer les flux à l’interface eaux sédiments selon un gradient d’eutrophisation en prenant en compte le rôle des herbiers d’autre part. Trois lagunes présentant des degrés différents d’eutrophisation sont actuellement étudiées dans le cadre de ce projet : Bages, Ayrolle et Méjean. Les résultats obtenus seront ensuite extrapolés à l’ensemble des lagunes méditerranéennes françaises et permettront d’estimer le temps de restauration des lagunes sous l’hypothèse d’un arrêt d’apports externes en nutriments. Les résultats issus de ce projet pourront alimenter le modèle LOICZ (Land Ocean Interactions in Coastal Zone) qui permet d’estimer les flux maximum en azote et phosphore admissibles par une lagune (Le Noc, 2010). Ce travail permettra d’avoir un premier élément de réponse quant aux flux de nutriments à l’interface eau/sédiment et le lien avec la restauration des milieux lagunaires. Cependant, chaque lagune possède des caractéristiques propres importantes à prendre en compte pour avoir une meilleure estimation et compréhension de ces flux de nutriments et des processus de restauration. En effet, certaines lagunes présentent des gradients de salinités marqués (Or, Biguglia) ou de fortes profondeurs (Thau, Urbino, diane) jouant sur les processus biogéochimiques, les taux de sédimentation ou encore sur le type d’herbiers présents (Zostera noltii, Z. marina, Cymodocea, Ruppia,…). Des connaissances restent également à approfondir sur la notion de stockage plus ou moins durable en fonction du type de couverture végétale (ex : couvertures d’algues rouges pérennes) associée aux processus de décomposition. Lacunes identifiées : Les flux de nutriments à l’interface eau/sédiment et le lien avec la restauration des milieux lagunaires - Prise en compte des caractéristiques propres des lagunes (profondeur, salinité, types d’herbiers présents et couverture végétale) Les temps de restauration des lagunes. Les flux maximum en azote et phosphore admissibles pour les lagunes (en cours sur les lagunes de Bages-Sigean et Thau, modèle LOICZ). 6. Les échanges avec la mer Les échanges entre la mer et la lagune ont un rôle important dans le renouvellement des masses d’eau. Plus le milieu est confiné, plus il aura tendance à avoir un faible renouvellement de sa masse d’eau et sera davantage soumis aux problèmes d’eutrophisation. Le temps de renouvellement est donc un paramètre important à prendre en compte (cf. fiche hydromorphologie). Une étude sur les échanges mer/lagune (en cours) permettra d’estimer les temps de renouvellement (échelle globale) et les temps de résidence (échelle locale) pour la plupart des lagunes méditerranéennes (Fiandrino et al. 2012). Au vu des premières analyses, 6 les nutriments ne seraient que faiblement exportés vers la mer et auraient plutôt tendance à rester au sein de la lagune (com. pers. Fiandrino, 2012). Lacunes identifiées : Rôle des échanges mer/lagune dans la dilution et l’exportation des nutriments (en cours) 7. Le rôle des zones humides Les zones humides sont des écotones, espaces de transition entre les milieux terrestres et aquatiques. Ces milieux sont le siège d’une importante biodiversité floristique et faunistique qui leur confère une grande valeur patrimoniale. D’autre part, elles remplissent des fonctions hydrologiques, épuratoires, économiques et sociologiques remarquables. Les zones humides des domaines littoraux situées aux abords des lagunes sont à la fois soumises aux apports d’eaux douces des bassins versants et d’eaux salées des lagunes. Les zones humides possèdent des capacités épuratoires induites par leur fonctionnement hydrologique, pédologique et par la nature du couvert végétal (Fustec & Lefeuvre 2000). Elles sont donc susceptibles de réduire de manière significative la charge polluante des eaux qui y transitent (Martel 2010). Ces zones, de par leur capacité épuratoire représenteraient donc un intérêt majeur dans la préservation des milieux lagunaires vis-à-vis de l’eutrophisation. Toutefois, les capacités d’épuration des zones humides sont limitées et il serait erroné de voir ces milieux naturels comme des filtres capables de retenir les polluants déversés en excès. Dans un fonctionnement naturel, les zones humides peuvent épurer une certaine quantité de nutriments, mais il existe un seuil au-delà duquel ces fonctions ne peuvent être maintenues et pour lequel la qualité des zones humides est aussi altérée. Il est donc nécessaire de maintenir des zones humides pour leur rôle d’épuration naturelle et d’amélioration de la qualité de l’eau, mais la réduction des quantités de polluants à la source reste indispensable (Pôle-relais tourbière/FCEN, 2011). Par ailleurs, même si certains de ces processus d’épuration sont identifiés : dénitrification par les bactéries, utilisation de l’azote par les végétaux nitrophiles, stockage du phosphore dans le compartiment sol-litière ; peu de projets visent à étudier la fonction épuratoire et le rôle tampon de ces zones (Garcia Garcia et al. 2009). De plus, le fonctionnement hydrologique global permettant de déterminer l’origine des éléments minéraux et des micropolluants qui pénètrent dans les zones humides est encore mal connu (Fustec & Lefeuvre 2000); et les quelques études existantes concernent principalement les zones humides alluviales et de fond de vallée. Lacunes identifiées : Caractérisation et quantification de la capacité épuratoire des zones humides. 7 III. DEVENIR DES NUTRIMENTS DANS LES LAGUNES ET IMPACTS SUR LES ORGANISMES VIVANTS 1. La Colonne d’eau Parmi les lagunes suivies dans la DCE, les lagunes de Canet, Campignol, Vendres, Or, Palavasiens Ouest et Est, La Marette, La Palissade et Bolmon présentent un mauvais état de leur colonne d’eau (Andral & Sargian 2010). Comparativement au compartiment sédimentaire, les paramètres de la colonne d’eau s’améliorent plus rapidement vis-à-vis de l’eutrophisation. Ceci a pu être mis en évidence notamment pour les étangs Palavasiens suite à la création en 2005 de l’émissaire en mer de l’agglomération de Montpellier, suivi du raccordement de la station d’épuration de Palavas en 2009. Six ans après, une amélioration générale de l’état des lagunes a été constatée. La colonne d’eau est le premier compartiment à avoir bénéficié de ces nouvelles conditions. Cette amélioration a ainsi permis un gain d’une ou deux classes de qualité pour certaines lagunes (Ingril Sud, Pierre Blanche, Arnel, Prévost Est et Ouest) (Ifremer 2012). 2. Etat du sédiment (Cf apports aux lagunes) Pour info, dans le cadre de l’ANR CIEL (CEFREM-IMAGES Université Perpignan) les sels nutritifs ont été dosés dans les eaux interstitielles des sédiments de Canet et Bages aux quatre saisons au cours de 2 ans de suivi (2009-2010). 3. Impact sur le vivant Les excès de nutriments dans la lagune entrainent des développements d’algues opportunistes et des efflorescences phytoplanctoniques qui augmentent la turbidité de l’eau. Certaines de ces algues dérivent en eau libre et peuvent se développer de manière spectaculaire. Parmi ces algues, on retrouve des algues vertes (Ulva, Enteromorpha, Cladophora, etc.) ou des algues rouges (ex : Gracilaria). La sénescence massive des algues opportunistes peut alors conduire à des crises anoxiques amenant à une diminution de la biodiversité. En effet, cet état d’eutrophisation peut entraîner un déclin d’un certain nombre d’espèces dont les herbiers mais peut également profiter à des espèces adaptées à cet état telles que l’annélide sédentaire Ficopomatus enigmatus (cascail). (Cf. fiche espèces envahissantes). a) le phytoplancton Le phytoplancton est un indicateur de l’état d’eutrophisation. L’enrichissement en éléments nutritifs conduit à des développements de la biomasse et des blooms phytoplanctoniques plus ou moins importants selon les caractéristiques de la masse d’eau, (notamment de la turbidité et de l’hydrodynamisme). De plus, la structure en taille des communautés phytoplanctoniques (pico et nano phytoplancton) est différente selon les degrés d’eutrophisation des lagunes (Bec et al. 2011). Dans les lagunes où les concentrations en éléments nutritifs deviennent faibles comme c’est cas dans l’étang de Thau en 2011, de fortes abondances en nanophytoplancton sont observées. Dans les lagunes où les concentrations en sels nutritifs sont élevées comme dans la lagune de Canet, la composition phytoplanctonique devient même quasiment monospécifique (Daoudi, 2011). Pour cela, le diagnostic du 8 phytoplancton est à prendre avec précaution, car il peut être influencé par ces modifications de la structure ou du fonctionnement des communautés phytoplanctoniques. (Ifremer 2012). Il paraît donc important de pouvoir avoir un indicateur prenant en compte la composition des espèces phytoplanctoniques comme il l’est éxigé par la DCE. Dans cet objectif, des travaux préliminaires sur les données pigmentaires (HPLC) ont été menés dans le cadre d’un post-doctorat (étude ONEMA (Laurent Dubroca, 2011)), mais demandent à être poursuivis. La connaissance de l’évolution de ces communautés phytoplanctoniques selon les étapes de restauration des milieux lagunaires serait également un point intéressant à approfondir afin de pouvoir consolider cet indicateur. Lacunes identifiées : Absence d’indicateur d’état phytoplanctonique prenant en compte la composition des espèces phytoplanctoniques. Evolution des communautés phytoplanctoniques dans les lagunes en restauration. b) Invertébrés benthiques et poissons Les lagunes sujettes à de fortes eutrophisations sont des milieux favorables au développement de certaines espèces tel que l’annélide Ficopomatus enigmatus ou plus communément appelé « Cascail ». (cf fiche espèces envahissantes). Il a également été observé que les lagunes eutrophisées pouvaient constituer des habitats favorables à certaines espèces de poissons (cf. volet poisson : Audrey Darnaude). c) les macrophytes Les macrophytes dans les lagunes, peuvent être séparées en deux groupes d’espèces selon leur forme de vie et la qualité du milieu associé : - Les algues opportunistes, qui se développent le plus souvent sous forme de peuplements dérivants et les algues non sensibles à l’eutrophisation. - Les phanérogames marines et les algues polluo-sensibles, souvent fixées, qui sont considérées comme des espèces de peuplements de référence. Un guide de reconnaissances des macrophytes, permet d’identifier et de connaître la biologie, l’écologie ainsi que le statut (référence, opportuniste ou introduites) des principales espèces des milieux lagunaires (Lauret et al. 2011). Les phanérogames telles que les zostères, les cymodocées et les ruppia représentent les espèces de référence pour qualifier les milieux lagunaires. Elles jouent un rôle dans l’oxygénation de l’eau et des sédiments, dans le pompage des nutriments, le stockage du sédiment et constituent un habitat pour beaucoup d’espèces animales. Le déclin de ces espèces de référence peut témoigner d’une eutrophisation du milieu. A l’heure actuelle, 70 % des déclassements de l’état écologique des masses d’eau dans le cadre de la DCE, sont attribués aux macrophytes (Andral & Sargian 2010). Les phanérogames marines sont très sensibles aux perturbations du milieu. L’exemple de l’étang de Berre permet d’illustrer la sensibilité de ces espèces face aux perturbations. Depuis la fin du 19ème siècle, l’étang de Berre est soumis à l'urbanisation et au développement 9 d'industries lourdes qui ont généré d'importantes perturbations de l'écosystème, pollution chimique, eutrophisation. La mise en service de la centrale hydroélectrique (Saint-Chamas), en 1966, a entraîné des apports massifs d'eau douce, de limons et de nutriments. Ces apports ont considérablement modifié les conditions hydrologiques de l'étang notamment au niveau de la salinité, de l’oxygène et de la turbidité. Les études réalisées ont mis en évidence une nette dégradation des herbiers. En une quarantaine d'années, les vastes peuplements de phanérogames, témoins d'un milieu en équilibre, ont laissé la place à des peuplements d'espèces opportunistes, caractéristiques d'un milieu perturbé. A l’heure actuelle, suite aux réductions des apports engagées depuis les années 70, un léger recouvrement des zostères. Zostera noltii dans les eaux peu profondes est observé (Bernard et al. 2007). L’observation de Zostera sp. dans l’étang de Berre confirme la capacité de ces herbiers à recoloniser le milieu lors d’une amélioration de l’état écologique du milieu. Toutefois la recolonisation de Z. noltii doit être considérée avec prudence, cette stabilisation étant à l’heure actuelle à un niveau assez bas (com. Pers. Grillas P. 2012). L’hypothèse de la recolonisation de ces espèces repose sur la disponibilité de graine ou de fragments végétatifs dans le sédiment (Bernard et al. 2005). Dans Thau, une recolonisation complète de Zostera marina, totalement détruite pendant une crise anoxique, a été observée en moins d’1 an, grâce aux graines et fragments végétatifs qui avaient survécu à la crise dans le sédiment (Plus et al. 2003). Il est à noter que lorsque l’événement perturbateur survient après la formation des fruits, les graines restées dans le sédiment sont sauvegardées et germent l’année suivante, reconstituant l’herbier. Si cet événement a lieu avant la formation des graines, l’herbier se reconstitue plus difficilement (Plus et al. 2003). Du fait de son inertie, ce compartiment nécessite un temps avant de se reconstruire, particulièrement dans les étangs ou des espèces de référence n’ont jamais été observées (ex : certains étangs palavasiens) (Ifremer 2012) Ces observations restent toutefois à nuancer dans le cas des lagunes oligo et méso-halines. Dans ce type de milieu le déclin des espèces de références n’est pas nécessairement en lien avec un état d’eutrophisation. En effet dans l’étang du Vaccarès, au cours des dix dernières années, les herbiers de Z.noltii ont montré de grandes fluctuations en réponse à des variations de turbidité avec une recolonisation en quelques années de vastes superficies d’herbiers (Charpentier et al. 2005). Il existe à l’heure actuelle, un manque de connaissance quant à l’état de référence des lagunes dessalées, notamment au regard de la turbidité et de ses causes. En effet, la turbidité n’est pas systématiquement le résultat de pressions anthropiques mais peut résulter de processus physico-chimiques (dynamique des colloïdes) ou de caractéristiques de structure et paysagères locales (profondeur, surface, vent, nature du sédiment) (com.pers.Grillas.P., 2012). Un projet (Tour du Valat/ ONEMA) est actuellement en cours sur les indicateurs macrophytes et sur les états de références des lagunes oligohalines et mésohalines dans le cadre de la DCE. Lacunes identifiées : Processus et temps de restauration des herbiers (notamment les flux de propagules). Qualification de l’état de référence et indicateurs macrophytes des lagunes oligo et mésohalines. 10 IV. RESTAURATION VIS-A-VIS DE L’EUTROPHISATION La durée de restauration des lagunes dépend à la fois de l’historique de leur contamination, de l’importance des apports actuels et de leur capacité à exporter de la matière. Personne n’est aujourd’hui en mesure de préciser ces durées. Toutefois, on commence à entrevoir que pour les lagunes ayant une capacité d’exportation importante (présence d’un grau), l’unité de temps de restauration pourrait être de l’ordre de la décade. En revanche, pour les plus dégradées, l’unité sera sans doute de l’ordre de plusieurs décades au siècle, en fonction de leur état initial de dégradation et des sources de contaminations actuelles. Il est donc important de poursuivre les actions de gestion et de restauration des ouvrages et des STEP sur les bassins-versants, afin de continuer à limiter les apports en azote et phosphore aux étangs. Le suivi de la restauration naturelle des étangs Palavasiens constitue un cas d’étude, qui pourra sans doute apporter des réponses aux scientifiques en matière de compréhension des mécanismes de restauration écologiques ainsi qu’aux gestionnaires, professionnels, financeurs et décideurs en matière de gestion et de préservation de ces milieux naturel.(Ifremer 2012) Pour être efficace, les programmes de restauration des milieux lagunaires orientés vers la limitation des apports des bassins versants (seule action efficace à long terme) doivent être couplés à des mesures accompagnatrices car l’impact des aménagements risque de ne pas être immédiat sur la qualité des lagunes au vu du stock sédimentaire rémanent (Guide eutrophisation, à paraître). Ces mesures peuvent être de différents types : - Ramassage d’algues, notamment, des ulves qui contiennent d’importantes quantités d’azotes et de phosphore dans leurs tissus, pour accélérer l’exportation de la matière. - Amélioration de la circulation hydrodynamique permettant une meilleure exportation des formes d’azotes et de phosphore en mer. - Déplacement des points de rejets dans des zones moins confinées. - Réimplantation d’herbiers, permettant d’accélérer la restauration des sédiments par rapport à l’eutrophisation. Concernant ce dernier point, des essais de réimplantation d’herbiers ont été réalisés dans les étangs d’Ingril (Palavasien Ouest), Thau, Bages-Sigean et dans l’étang de Berre. Les taux de survie étaient très faibles (38 % de survie au bout de 2 semaines dans Thau (Noé 2007), 10 % dans Berre après 2 ans de suivi 2009-2011 (GIPREB)). Le taux de réussite est fonction de nombreux paramètres tels que les caractéristiques du site de prélèvement, du site de transplantation, la période, l’expérience des opérateurs, la durée du suivi, le plan d’implantation (Safege, ingénieurs conseils 2009). Plusieurs expérimentations ont été menées dans l’objectif d’utiliser les graines pour la restauration d’herbiers, Dans diverses expérimentations menées au USA sur Zostera marina, moins de 10 % des graines ont germé et formé des plantules (Christensen et al. 2004). Ces résultats sont principalement dus à la prédation, à la dispersion et au faible taux de germination des graines. La restauration d’herbiers à Zostera à l’aide de graines n’est pour l’instant qu’un axe de recherche et ne peut être considérée comme une technique réellement opérationnelle (Safege, ingénieurs conseils 2009) En parallèle le modèle MARS 3D a été mis en place sur l’étang de BERRE avec pour objectifs d’identifier les paramètres hydrodynamiques locaux à partir desquels la recolonisation « naturelle » des herbiers se trouverait favorisée d’une part et de proposer un plan de réimplantation cohérent avec l’hydrodynamisme et la dynamique sédimentaire en 11 place et/ou de proposer des solutions visant à créer localement des conditions favorables à la recolonisation par les herbiers (Meule et al, 2011). Cependant, au vu des résultats des essais de réimplantations d’herbiers et de l’état actuel des connaissances, il ne semble pas judicieux de préconiser la réimplantation d’herbier à grande échelle dans l’optique d’accélérer la restauration du compartiment sédimentaire vis-à-vis de l’eutrophisation. En effet, la réimplantation naturelle observée sur le site de Thau laisse penser qu’un milieu où sont déjà présents des herbiers est capable d’assurer la reconquête des espaces disponibles lorsque les conditions environnementales sont favorables. Elle est assurée par des processus de multiplication végétative des herbiers, mais également par germination de graines contenues dans les sédiments ou importées (Hebert, 2012). V. PROGRAMMES DE RECHERCHES/ SUIVIS. ANR CIEL (Contaminants et Interactions au sein des Ecosystèmes Lagunaires -2008-2012) (CEFREM- IMAGES CNRS-Université Perpignan) : lagunes de Canet-St Nazaire et BagesSigean. Directive Cadre sur l’Eau (DCE) : La DCE fixe des objectifs pour la préservation et la restauration de l’état des eaux superficielles (eaux douces et eaux côtières) et pour les eaux souterraines. L’objectif général est d’atteindre d’ici à 2015 le bon état des différents milieux sur tout le territoire européen. OMEGA-THAU : (Outil de Management Environnemental et de Gestion de l'Avertissement sur le bassin de Thau) (2007-2010). OMEGA-Thau a consisté d'une part à améliorer les connaissances des apports en polluants microbiologiques du bassin versant pour orienter les investissements publics (dimensionnement des stations d'épuration, des postes de relèvement, ...) et d'autre part à construire un système d'anticipation des risques de pollution (système d'avertissement précoce des professionnels de la lagune). La maîtrise d'ouvrage de ce projet, qui intervient dans le cadre du contrat qualité Thau, est assuré par le Syndicat Mixte du Bassin de Thau. PNEC (Programme National Environnement Côtier) (2002-2007) : Le chantier « lagunes méditerranéennes s’est particulièrement intéressé à l’étang de Thau. Ce programme a permis d’améliorer la compréhension du fonctionnement de l’écosystème et de développer des outils nécessaires au diagnostic des phénomènes environnementaux. Réseau de Suivi Lagunaire (RSL) : depuis 2000, ce suivi commun à l'ensemble des lagunes de la région Languedoc-Roussillon, permet de comparer les états des lagunes vis-à-vis de l'eutrophisation. RESTOLAG (RESTauration des écosystèmes LAGunaires) (2012-2013) : ce projet a pour but de quantifier les flux à l’interface entre le compartiment benthique et la colonne d’eau, les résultats obtenus permettront d’estimer le temps de restauration des lagunes méditerranéennes. 12 VI. ACTEURS CLES Ifremer - Malet Nathalie (Laboratoire Environnement Ressources Provence-Azur-Corse- Station de Corse) - Derolez Valérie (Laboratoire Environnement Ressources Languedoc-Roussillon (LER/LR)Station de Sète). Université Montpellier II - de Wit Rutger (Laboratoire ECOSYM- équipe : Benthos et ses interactions avec le pélagos). - Darnaude Audrey (Laboratoire ECOSYM- équipe : Diversité et Ecologie des Poissons) Université de Perpignan - Vouvé Florence (Laboratoire IMAGES) - Buscail Roselyne (CEFREM- CNRS) - Faliex Elisabeth (CEFREM-CNRS) Gestion intégrée, prospective et restauration de l’étang de Berre (GIPREB) VII. BIBLIOGRAPHIE Andral B & Sargian P, 2010. Contrôle de surveillance/opérationnel, district “Rhône et Côtiers Méditerranéens”- Campagne DCE 2009. Ifremer. Bec B, Collos Y, Souchu P, Vaquer A & Others, 2011. Distribution of picophytoplankton and nanophtoplankton along an anthropogenic eutrophication gradient in French Mediterranean coastal lagoons. 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Un observatoire de l'environnement en Méditerranée", Monaco A., Ludwig W., Provansal M., Picon B., Editions QUAE, chapitre 11, Paris, p.167-182. Buscail R, Vouvé F, Aubert D, Desmousseaux M, Canal C, Jeanty G, 2010. Comparaison des caractéristiques environnementales et de la distribution de la matière organique dans 13 deux lagunes méditerranéennes: Bages-Sigean et Canet-St Nazaire. Rapport Commission Internationale sur la mer Méditerranée, 39:726. Cepralmar, 2006. Défi eutrophisation des lagunes littorales du Languedoc-Roussillon- Etude réalisée dans le cadre du 8ème programme de l’Agence de l’Eau Rhône-Méditerranée et Corse. Charpentier A, P Grillas, F Lescuyer, E Coulet & I Auby, 2005. Spatio-temporal dynamics of a Zostera noltii community over a period a fluctuating salinity in a shallow coastal lagoon, southern France. Estuarine, Coastal & Shelf Sciences 64: 307-315. 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Divers types de contamination ont été constatées sur les lagunes méditerranéennes comme par exemple la présence de pesticides utilisés en riziculture dans le Vaccarès, une contamination des étangs Palavasiens par des pesticides d’origines urbaines (entretien de voiries et des espaces verts), des apports atmosphériques des industries pétrochimiques sur l’étang de Berre, une pollution toxique au cadmium (rejets industriels) sur Bages-Sigean et au TBT dans Thau. Le réseau de surveillance ROCCH d’Ifremer assure le suivi des contaminants organiques hydrophobes et des métaux dans le biote (moules indigènes) et le sédiment. Le réseau RINBIO d’Ifremer mesure ces substances dans les transplants de moules issues d’un site de référence. Ces dernières années ont été marquées par le développement et l’utilisation de nouvelles techniques : les échantillonneurs passifs. Ils permettent la mesure de certaines substances à l’état de traces dans l’eau. Trois types d’échantillonneurs passifs sont actuellement utilisés : les POCIS (contaminants organiques hydrophiles), les DGT (métaux) et les SBSE (contaminants hydrophobes : POP/ HAP/ PCB + pesticides). L’ensemble des outils utilisés permettent à l’heure actuelle de mesurer un grand nombre de contaminants et répondent donc aux attentes fixées pour le diagnostic de l’état chimique sur l’ensemble des lagunes méditerranéennes françaises. Les contaminants apportés aux lagunes peuvent provenir des bassins versants via les cours d’eau tributaires, les canaux, les eaux souterraines, les ports et l’atmosphère. Ils s’accumulent dans les sédiments, mais lors de fréquentes remise en suspension, ils peuvent alors être désorbés dans les masses d’eaux. A l’heure actuelle, les sources et surtout les quantités en termes de flux de contaminants issus de ces compartiments sont encore mal connues. Peu de connaissances concernent les zones humides et leur rôle de zone tampon vis-à-vis des polluants ou des échanges mer/lagune dans l’exportation de ces polluants. Les résultats de la dernière campagne DCE montrent un mauvais état chimique pour la plupart des lagunes surveillées. Compte tenu de ces résultats, il apparaît nécessaire de comprendre les processus mis en jeu dans cette contamination, d’autant plus que ces contaminants peuvent représenter une menace pour les organismes vivants. En effet, certaines substances ont la capacité de se bioaccumuler dans les organismes vivants et de se bioamplifier le long de la chaine trophique ayant un effet néfaste sur les prédateurs supérieurs tels que les poissons. Ils peuvent également jouer un rôle dans la dégradation des herbiers. Les éléments disponibles sur l’écotoxicologie et les substances « émergentes » restent peu nombreux. Zones géographiques étudiées La plupart des lagunes méditerranéennes françaises sont suivies dans le cadre de la DCE et on a aujourd’hui une bonne connaissance de leur état chimique. Les lagunes de Thau et Berre ont été les plus étudiées concernant les flux de contaminants à l’interface eau/sédiment. Ces dernières années, les lagunes de Bages-Sigean, Canet et de Leucate ont fait l’objet d’une étude ciblée sur les contaminants métalliques (PBDE et les PCB). Lacunes identifiées Manque global de connaissances sur les quantités en terme de flux et le devenir de contaminants chimiques issues des compartiments sources et en particulier les cours d’eau et les canaux. Manque de connaissances sur les contaminants émergents. Impact écotoxicologique des contaminants chimiques sur les organismes vivants et les communautés. - Effets à long terme de contaminants à faibles concentrations dans le milieu. - Effets synergiques des contaminants et/ou métaux sur les organismes. 17 I. INTRODUCTION Les lagunes, milieux de transition ente le continent et la mer, constituent des réceptacles finaux de nombreux polluants issus de produits d’usage industriel, agricole ou domestique. Ces derniers peuvent être toxiques et engendrer des nuisances au sein de des écosystèmes lagunaires, même à très faibles concentrations. Il existe différentes familles de micropolluants: les pesticides, les métaux, les Hydrocarbures Aromatiques Polycycliques (HAP), les Polychlorobiphényles (PCB), les PolyBromoDiphényl(Ehers) (PBDE), phtalates, etc. (MEDDTL 2011). A l’heure actuelle, la DCE fait état de 41 substances pour lesquelles le bon état chimique doit être respecté dans chaque masse d’eau. Parmi ces substances, 33 sont des substances dites « prioritaires » (annexe X) et 8 sont des substances dangereuses (annexe IX). Pour assurer le suivi de la contamination chimique des milieux, la DCE s’appuie sur les réseaux existants, le ROCCH et le RINBIO. Les mesures sont réalisées dans l’eau, les sédiments et le biote. En complément de ces réseaux, le développement et l’utilisation de nouvelles techniques : les échantillonneurs passifs qui permettent de mesurer des contaminants chimiques à l’état de trace dans l’eau. II. LES APPORTS EN CONTAMINANTS CHIMIQUES 1. Les bassins versants La multiplication et l’intensification des activités humaines sur les bassins versants des lagunes ont considérablement augmenté les sources de pollutions toxiques (hydrocarbures, pesticides, métaux lourds, etc.). Les lagunes sont des réceptacles de polluants drainés par les cours d’eau, les ouvrages d’assainissement, les réseaux d’eaux pluviales, et le ruissellement. Quelques études ont porté sur le rôle des cours d’eau en tant que vecteur de pollution chimique jusqu’aux lagunes. En 2003, l’Ifremer de Sète a réalisé une étude à partir des données disponibles sur les pesticides de 4 fleuves ayant un débouché (liaison directe ou indirecte) avec des lagunes suivies dans le cadre du RSL : le Vidourle (étang de l’Or, étang du Ponant, étang du Médard), le Vistre (étang de l’Or, étang du Ponant, étang du Médard), le Lez (étangs Palavasiens) et l’Aude (étang de Vendres, Bages). L’étude des différentes molécules retrouvées sur les stations des fleuves côtiers reflétait l’occupation des sols du bassin versant. Une importante signature agricole a été retrouvée pour le Vidourle, le Vistre et l’Aude, tandis que le Lez était caractérisé par une signature urbaine (Ifremer 2004). Dans le cadre du RSL, une innovation méthodologique sur les « risques phytosanitaires en lagunes » a été développée par Ifremer. L’utilisation des produits phytosanitaires, leur transfert vers les milieux aquatiques et leurs effets sur les écosystèmes constituent une problématique majeure. En effet, un nombre important (plus de 150) de ces molécules sont actuellement sur le marché (Ifremer 2007). La CERPE (Cellule d’Etude et de Recherche sur la pollution de l’Eau et des produits Phytosanitaires) a montré en 2003 (Ifremer, 2004), que 67 de ces molécules contaminaient les eaux douces superficielles du Languedoc-Roussillon et 43 les eaux souterraines à des degrés diverses. Une étude (Ifremer, 2007) a été réalisée afin d’évaluer le niveau de contamination de l’étang de Vendres par les produits phytosanitaires hydrosolubles. Les résultats de cette étude ont mis en évidence que, l’étang de Vendres, qui possède un bassin versant agricole (essentiellement la viticulture) était soumis à des apports en nombreux herbicides (15 molécules différentes) dont deux substances ne faisant pas partie de la liste prioritaire établie par la DCE (ne présentant par conséquent pas de Norme de 18 Qualité Environnementale NQE) : le glyphosate et l’AMPA, son métabolite. La teneur de ces deux composés dans l’eau était supérieure au système d’évaluation de la qualité de l’eau SEQeau. L’absence d’étude concernant la toxicité de l’AMPA et de ses effets sur les organismes aquatiques confirme le risque potentiel pour l’écosystème aquatique de cette lagune et de sa zone humide (Ifremer 2007). Des travaux réalisés en Camargue (Comoretto et al., 2007, 2008) ont montré que la riziculture était la principale source de contamination en pesticides. Une étude sur les apports des éléments métalliques par les fleuves côtiers méditerranéens et l’importance du piégeage dans les étangs a également été réalisée (Buscail et al. 1984). Cependant, il manque actuellement de connaissances sur la contamination des milieux lagunaires et littoraux qui reçoivent les eaux des fleuves côtiers et des rivières drainant les bassins versants. Les niveaux de contamination et leur évolution temporelle restent extrêmement difficiles à appréhender. Pour l’ensemble des lagunes suivies dans le cadre de la DCE, il existe un réel manque de connaissances sur les apports diffus et sur les flux de contaminants chimiques issus des cours d’eau et au niveau de petits cours d’eau temporaires qui peuvent constituer des sources intermittentes de pollution. La dynamique des apports et les notions de transfert entre la source et le milieu récepteur restent encore peu connues de même que le temps de résidence de certains produits dans le milieu, qui pose la question des effets à long terme (même à faibles doses) de ces contaminants sur les écosystèmes. 2. Les eaux souterraines Certaines lagunes sont en connexion avec des nappes d’eau souterraines, c’est le cas par exemple de l’Or, Vic, Thau, Salses-Leucate, La Palme ou encore de l’étang de Berre. Certains contaminants peuvent transiter des eaux souterraines jusqu’aux lagunes. Les eaux souterraines peuvent être source d’apport en pesticides dans les lagunes. Toutefois, des études supplémentaires sont encore à réaliser afin de confirmer ces hypothèses (Ifremer 2004). L’écoulement de l’aquifère de l’Arc vers l’étang de Berre est estimé à 4 500 000 m3/an. Cette masse d’eau est concernée par des apports de produits phytosanitaires sur la plaine de Berre. Les données concernant les aquifères de cet étang, tant quantitative que qualitatives sont très éparses et ne permettent pas de dresser un bilan des apports polluants (GIPREB). La mise en évidence de la contamination via les eaux souterraines reste difficile et les données disponibles ont montré des concentrations relativement faibles par rapports aux eaux superficielles, suggérant un impact plutôt réduit (Ifremer 2004). 3. Les canaux Au vu de l’importance des flux hydriques apportés par les canaux, il semblerait que les apports en polluants chimiques via ces canaux ne soient pas négligeables. Cependant, il existe peu d’éléments concernant la contamination chimique des canaux et les quantités en termes de flux apportées aux lagunes, de plus, la plupart des canaux ne font pas l’objet de suivis en matière de contamination chimique. 4. Les ports Les ports font l’objet de suivis réguliers par les services de l’état. La toxicité des sédiments des ports de L.R. et PACA ont été évaluées via l’utilisation de test 19 écotoxicologiques sur des larves d’huîtres (Galgani & Baldi 2010). Ces tests ont mis en évidence une forte contamination des ports. Cependant, ces tests ne donnent pas d’informations sur les produits incriminés, ni le rôle des ports en tant que source de pollution chimique aux lagunes. 5. L’atmosphère Les apports atmosphériques peuvent constituer une source importante d’introduction de certains micropolluants dans les lagunes tels que les métaux (plomb, mercure, cadmium…) (Région Languedoc-Roussillon et al. 2000) ou les polluants organiques persistants (PCB, PCDD/F) (Castro-Jiménez et al. 2008, 2011; Dueri et al. 2010). Les sources principales de contamination atmosphérique sont constituées par la combustion du charbon, l’incinération des ordures ménagères et industrielles ainsi que l’industrie. Cependant, ces rejets via l’atmosphère sont difficiles à évaluer en termes d’apports. 6. Les sédiments Plusieurs études ont mis en évidence la présence de contaminants organiques, de pesticides organochlorés et de métaux dans les sédiments (Leauté 2008; Rigaud 2011; Tixier et al. 2007; Buscail et al., 2009; Vouvé et al., 2012; Foster et al., 2012). Le sédiment a la particularité d’être à la fois « puits » et « source » de contaminants par des phénomènes de remise en suspension (Leauté 2008).Une part importante de métaux et de pesticides présents dans le milieu aquatique vont s’associer aux matières en suspension (adsorption) et vont avoir tendance à sédimenter dans la lagune. Il a, par ailleurs, été montré que la matière organique jouait un rôle dans la complexation de certains éléments métalliques et contaminants organiques au sein des sédiments (Buscail et al., 2009). Ces micropolluants peuvent ensuite être restitués au milieu à plus ou moins long terme (désorption), y compris après l’arrêt des sources de pollutions. Les facteurs responsables de ce phénomène de désorption peuvent être naturels (courants, vent, modification des conditions physico-chimiques…), anthropiques (dragage) ou biologiques (bioturbation) (Région Languedoc-Roussillon et al. 2000). Le cas des étangs Palavasiens est une bonne illustration de ces phénomènes, en effet, un an après la suppression des apports des stations d’épuration dans les étangs Palavasiens, la présence de polluants organiques (HAP/ alkyphénoles /PCB) dans 2 lagunes (Méjean, Arnel) a pu être mesurée (David et al. 2010) mettant ainsi en évidence le rôle du sédiment et des phénomènes de remises en suspension. La morphologie et l’hydrodynamisme de ces écosystèmes sont liés à une importante remise en suspension du sédiment et à une modification des flux à l’interface eau/sédiment qu’il est nécessaire de prendre en compte dans l’estimation des apports de polluants dans la lagune (David et al. 2010; Leauté 2008). De plus, une étude dans l’étang de Berre, a montré que les conditions anoxiques pouvaient favoriser les flux de métaux dans la colonne d’eau (Rigaud, 2011). La connaissance des flux de contaminants chimiques à l’interface eau/sédiment semble importante pour assurer une bonne gestion de ces milieux. Dans l’étang de Berre, l’évolution temporelle et l’état actuel de la contamination des sédiments a été réalisée à partir d’une synthèse bibliographique et de carottes sédimentaires. La contamination chimique par les métaux atteindrait ses niveaux les plus faibles depuis plusieurs décennies. Cependant, de très fortes concentrations en contaminants métalliques ont été observées plus en profondeur dans les sédiments et sont reliées aux intenses rejets qui ont eu lieu par le passé. La diminution récente (année 1970) de ces rejets dans la zone sud du grand étang et dans l’étang de Vaine a permis la diminution de la contamination en Hg et Cd de près de 90 % dans le grand étang. Dans la zone nord du grand étang, la contamination des 20 sédiments est relativement faible depuis 1966 du fait des importants apports de limons de la Durance provenant de l’usine hydroélectrique de St Chamas (Rigaud 2011). En 2011, les niveaux de contamination les plus élevés (Cd, Cr, Pb, Hg) se retrouvent dans l’étang de Vaïne et la zone Sud-ouest du Grand Etang à l’embouchure du chenal de Caronte et le long de la digue du Rove probablement attribués à des rejets récents en éléments traces métalliques par les industries du pourtour de l’étang. Cela nécessite donc de prendre des précautions lors d’éventuels travaux pouvant s’accompagner de remise en suspension de sédiments. (Rigaud et al., 2011). Pour les étangs de Bages et Canet, des mesures de contaminations dans les masses les masses d’eaux et les sédiments et les relations avec les anguilles ont fait l’objet d’un programme ANR Contaminant Ecosystèmes et Santé (ANR CIEL) au cours des années 2009-2012 (Vouvé et al., 2012 ; Paris-Palacios et al., 2012). Plusieurs types de réactions chimiques, sont susceptibles de se produire dans les sédiments et, dans une moindre mesure, dans la colonne d’eau. Ces réactions chimiques ont une influence sur les processus de biodisponibilité, de bioaccumulation et, in fine, sur le degré de toxicité vis-à-vis des organismes aquatiques ou de l’Homme. Une méthode basée sur des bioindicateurs a été développée afin d’estimer la toxicité des sédiments. Cette méthode a pour but d’évaluer l’effet des contaminants adsorbés sur les particules sédimentaires sur la faune, en particulier sur le développement des larves d’huîtres (Galgani et al. 2009). Cette méthode applicable et transposable à l’ensemble des lagunes, a été réalisée sur des lagunes de L.R., Camargue et PACA. Les résultats ont montré des niveaux variables de la toxicité dans les sédiments. Les lagunes contaminées (la Peyrade, Canet et Ingril) et celles localement affectées (Bages, Vaccarès, Bolmon et Berre) présentaient des stations de prélèvements avec 100% d’anomalies larvaires, (Salses Leucate ne présente pas de toxicité importante). Dans toutes les lagunes, la toxicité était principalement localisée à proximité des ports et des rivières. Suite à ces résultats, les auteurs préconisaient d’envisager une surveillance de la toxicité des sédiments des lagunes du Languedoc-Roussillon basée dans un premier temps sur la mesure de la toxicité des sédiments par les tests de développement larvaire (Ifremer 2006). Lacunes identifiées : Manque global de connaissances sur les quantités, en terme de flux, de contaminants chimiques issues des différents compartiments sources et en particulier les cours d’eaux et les canaux. 7. Rôle des Zones Humides Les zones humides et en particulier les zones humides artificielles, par leur capacité épuratoire pourraient jouer un rôle dans l’amélioration de la qualité des eaux se déversant dans les lagunes. Comme précédemment cité dans le chapitre « eutrophisation », il existe peu d’études concernant les capacités épuratoires des zones humides. Cependant, quelques éléments sont apportés via une étude (en cours) s’intéressant au rôle d’une zone humide artificielle en aval de la station d’épuration de St Just- St Nazaire de Pézan. L’objectif de cette étude est d’évaluer la capacité de traitement complémentaire notamment en matière de lutte contre les micropolluants ainsi que d’apprécier l’intérêt environnemental sur le patrimoine naturel local. Les premiers résultats montrent que globalement, la zone humide artificielle permet de réduire de plus de 80 % le flux de molécules rejetées à la rivière, notamment sur les 21 micropolluants (Blin 2012). Ces résultats permettent de mettre évidence d’une part, l’intérêt de ces zones humides artificielles en sortie de station d’épuration, et l’importance de préserver les zones humides naturelles d’autres part. III. ETAT DE LA CONTAMINATION CHIMIQUE DES MILIEUX LAGUNAIRES Depuis de nombreuses années, les Réseaux ROCCH (échelle nationale) et RINBIO (façade méditerranéenne) d’Ifremer assurent un suivi de la contamination chimique du milieu marin. Ces réseaux permettent le suivi d’un certain nombre de contaminants tels que les métaux lourds (Arsenic, Cadmium, Chrome, Cuivre, Mercure, Nickel, Zinc, Plomb) et les molécules organiques hydrophobes (DDT et ses métabolites (DDE, DDD), PCB, HAP, HCH (lindane)). Ces contaminants sont mesurés dans le biote et le sédiment (MEDDTL 2011). Les mollusques sont communément utilisés comme biointégrateurs de par leur capacité à accumuler les micropolluants jusqu'à atteindre un pseudo-équilibre avec le milieu. Le ROCCH réalise ces mesures à partir de moules indigènes (sauvages ou cultivées) tandis que le RINBIO utilise des transplants de moules issues d’un site de référence. L’utilisation de transplants à l’échelle globale des masses d’eau, permet de connaître la période d’exposition, et de pouvoir sélectionner les stations ou les moules naturelles sont absentes. A l’échelle du réseau, les données sont ajustées à un individu standard et peuvent ainsi être comparée indépendamment de l’hétérogénéité physico chimique et trophique des sites de stabulation (Andral & Bouchoucha 2010). Cette méthode présente l’avantage d’être transposable à tous les sites d’étude si la salinité est suffisante. En 2009, la campagne RINBIO a permis de renseigner toutes les masses d’eau du contrôle de surveillance et du contrôle opérationnel de la DCE. Ces campagnes ont ainsi permis d’évaluer les niveaux de contamination pour 29 des 41 substances que comptent les annexes IX et X de la DCE et pour la première fois en 2009, d’évaluer les niveaux de contamination des pesticides et substances pertinentes retenues à l’annexe IV. (Andral, site Internet GIPREB) Certains contaminants présents à l’état de trace dans l’eau, ne peuvent être appréhendés par les méthodes classiques citées précédemment. En effet, Les contaminants hydrophiles peuvent entraîner des effets sur les organismes sans se bioconcentrer, ces composés restent alors à l’état dissous dans l’eau. Ces contaminants à l’état de trace dans l’eau, sont difficiles à quantifier, c’est pourquoi ils ont été longtemps ignorés. L'utilisation d'échantillonneurs passifs a donc permis d’extraire et de concentrer certaines de ces substances. Ces échantillonneurs passifs ont permis de détecter la présence de contaminants hydrophiles et métalliques dans les eaux lagunaires, notamment certains contaminants émergents comme des pesticides, stéroïdes, médicaments, alkyphénols, PBDE (Munaron, D.). Aujourd’hui, trois types d’échantillonneurs passifs sont utilisés par l’Ifremer pour le suivi des contaminants chimiques des milieux marins et lagunaires : - Les POCIS (Polar Organic Chemical Integrative sampler) : mesure des contaminants organiques hydrophiles (herbicides, certains produits pharmaceutiques). - Les DGT (Diffusive Gradient in Thin films : mesure des métaux. - SBSE (Stir Bar Sorptive extraction) : mesure des contaminants hydrophobes. En 2008, une première expérience in situ, dans le cadre du projet PEPS (Gonzalez et al. 2009) a permis de tester pour certains contaminants hydrophiles (produits pharmaceutiques, pesticides) et métalliques, les capacités opérationnelles de 2 techniques d’échantillonnage passif (POCIS + DGT) réalisés sur 20 masses d’eaux dont 2 masses d’eau de transition Thau 22 et Berre. Les résultats ont mis en évidence une présence de nombreux contaminants pharmaceutiques et de fortes teneurs en herbicides dans les lagunes (Gonzalez et al. 2009; Munaron et al. 2011). L’étude PEPS a été prolongée à 26 lagunes réparties sur la façade méditerranéennes française (LR, PACA ; Corse) dans le cadre du projet PEPS-LAG. Une deuxième campagne a donc été réalisée en 2010 par Ifremer (rapport à paraître). Au vu des premiers résultats, à l’exception de la lagune de La Palme, aucune lagune n’est en bon état chimique. Lacunes identifiées : Manque de connaissances sur les contaminants émergents. IV. IMPACT DES CONTAMINANTS CHIMIQUES SUR LE VIVANT 1. L’ichtyofaune Les contaminants chimiques représentent une menace pour les organismes vivants. En effet, une étude intégrant 10 ans de recherche sur l’étang du Vaccarès a montré que certains polluants comme les pesticides (lindane, endosulfan (isomères et métabolites), diuron et PCB) étaient bio amplifiés le long de la chaîne trophique et contaminaient les prédateurs tels que l’anguille européenne, espèce en déclin sur toute son aire de répartition européenne. (Roche et al., 2003, 2009). L’anguille peut vivre un certain laps de temps dans les lagunes (2 à 12 ans en fonction du sexe). En milieu lagunaire, cette espèce est soumise aux effets combinés de la contamination chimique et biologique tels que les parasites dont les cycles biologiques sont favorisés par le confinement. L’anguille serait un bon biomarqueur de la vulnérabilité des milieux lagunaires. En effet, c’est une espèce particulièrement sensible aux effets des polluants et des pathogènes pour de multiples raisons liées à son cycle de vie : a) sa longue phase de séjour dans les eaux saumâtre des lagunes entre autres (cf.plus haut), b) son caractère prédateur benthique, c) sa forte teneur en graisse musculaire facilitant la bioaccumulation des polluants lipophiles, et d) sa maturation sexuelle particulièrement tardive (redistribution des lipides pour la maturation des gonades (Amilhat, E & Faliex, E). Des études sont actuellement menées dans le cadre de l’ANR CIEL (2008-2012) pour comprendre entre autres, les effets des perturbations multiples (contaminants chimiques et variations physico chimiques et parasites) affectant ces écosystèmes lagunaires, sur la capacité de réponse biologique et sur l’état de santé de l’anguille (Paris-Palacios et al., 2012 ; Vouvé et al., 2012). 2. Le phytoplancton Les herbicides peuvent entraîner des modifications du fonctionnement des écosystèmes côtiers en perturbant le premier maillon de la chaîne trophique : le phytoplancton. En effet, ces derniers peuvent inhiber la croissance du phytoplancton, induire des changements dans la composition des populations et présenter des risques de 23 bioaccumulation dans la chaîne trophique (cas du phytoplancton tolérant consommé par les herbivores) (Arzul et al. 2006). 3. Les herbiers Il existe peu de références relatives à l’effet des pesticides sur les zostères. Une étude récente réalisée sur des zostères à Arcachon a montré que les pesticides pouvaient avoir un impact sur les herbiers. Un effet de l’irgarol sur les capacités photosynthétiques de la zostère naine a été observé. Cependant les manques de données toxicologiques concernant l’effet des cocktails d’herbicides ne permettent pas de conclure sur l’effet des molécules et/ou des métabolites sur les herbiers (Auby 2011). Le programme OSQUAR est actuellement en cours à l’université de Bordeaux 1 pour répondre à ces questions. Les résultats obtenus et les méthodes pourraient être transposés aux milieux lagunaires. 4. Les invertébrés Les contaminants chimiques peuvent avoir un impact sur les invertébrés marins. Le TBT, utilisé dans les peintures antisalissure, interdit depuis 1982, est une substance toxique pour les mollusques à de très faibles concentrations. Le TBT peut avoir un effet sur la calcification (chambrage) des coquilles d’huîtres creuses Crassostrea gigas et sur l’imposex (masculinisation des femelles) des gastéropodes (taux d’imposex chez le murex Heraplex trunculus) rendant les femelles stériles, mettant alors en péril le renouvellement de la population. Ces organismes ont été utilisés comme bioindicateurs de contamination au TBT. Dans les lagunes, les sources de TBT sont liées aux activités nautiques, portuaires et aux opérations de dragage (Ifremer 2002). Depuis ces dernières années, une diminution des taux de TBT est observée dans les lagunes. Par ailleurs, l’évaluation de la contamination des lagunes par des bio essais, a permis de mettre en évidence l’impact d’un sédiment contaminé sur le développement des larves d’huîtres (Ifremer 2003) (cf. § sédiment). Dans Berre, les tests de toxicité effectués sur le polychète Nereis succinea ont montré que parmi les éléments métalliques étudiés, les éléments As, Ni et Cu ne constituaient a priori pas un risque particulier pour l’écosystème benthique du fait de leur faible niveaux de contamination dans les sédiments de surface ou de leur faible biodisponibilité. Pour l’évaluation du risque que constitue Co et Zn dans les sédiments, d’autres bio-indicateurs tels que le bivalve Brachidontes marioni devraient être testés (Rigaud 2011). Les tests ou indicateurs proposés pour évaluer la toxicité et la génotoxicité des sédiments contaminés permettent rarement d’évaluer la toxicité associée à des multi contaminations organiques et inorganiques ainsi que les relations in situ entre ces cocktails et les organismes benthiques. Deux programmes ont été conduits depuis 2008 sur les sédiments de Berre et plus particulièrement dans la zone la plus contaminée de l’étang de Vaïne. Des mesures de biodisponibilité des métaux ont été réalisées à l’aide d’extraction spécifique et de DGT. Les métaux ainsi que les protéines marqueurs de stress métallique, les métallothionéines, ont été mesurés dans le polychète Hediste diversicolor. Aucune relation significative n’apparaît entre les concentrations en métaux dans les organismes et les fractions disponibles des sédiments (Radkovitch O., 2011). 24 Lacunes identifiées : Impact écotoxicologique des contaminants chimiques sur les organismes vivants et les communautés. - Effets à long terme de contaminants à faibles concentrations dans le milieu. - Effets synergiques des contaminants et/ou métaux sur les organismes. V. PROGRAMMES DE RECHERCHE Projet PNEC (2002-2007). PNEC, 2008. Rapport d’activité du chantier “Lagunes Méditerranéennes”. Programme National Environnement Côtier (PNEC). Programme Ecosphère Continentale et Côtière (EC2CO) (2002-2007). Projet.2.4 (JL Gonzales). Cycle et spéciation des contaminants chimiques en milieux lagunaires. 1ere mesures des métaux traces dans la colonne d'eau, évaluation de leur spéciation Projet PEPS. (2008-2010) (Pré étude : Echantillonnage Passif pour la Surveillance de la contamination chimique). A pour objectif de tester les possibilités d'utilisation d'échantillonneurs passifs pour l'évaluation de la contamination chimique des masses d'eau dans le cadre de la DCE. L'une des originalités était de tester à "grande échelle" l'opérationnalité de ces systèmes en terme de réduction des coûts et rapidité d'obtention des résultats, mais aussi en terme de facilité de mise en œuvre (par du personnel non spécialisé).La première expérience in-situ réalisée en 2008 par l’IFREMER a permis de tester deux types d’échantillonneurs passifs (les POCIS, « Polar Organic Contaminant Integrative Samplers » et les DGT, «Diffusive Gradient in Thin film », les premiers contenant une phase adsorbante adaptée à l’échantillonnage d’herbicides et de certains produits pharmaceutiques hydrophiles, les second ciblant préférentiellement les cations métalliques dissous. Ce test, réalisé grâce au financement de l’AE RM&C, s’est focalisé sur les 20 masses d’eau côtières méditerranéennes françaises dont 2 masses d’eau de transitions (Berre et Thau). Il a permis de réaliser un premier panorama de la contamination : même si les concentrations retrouvées sont faibles (traces), des « hot spot » littoraux sont bel et bien mis en évidence avec une présence de nombreux contaminants émergents, souvent détectés pour la première fois en milieu marin. (Contact: J.L. GONZALEZ Département "Biogéochimie et Ecotoxicologie" Ifremer) Projet PEPS-LAG. Grâce à l’expérience du PEPS, une deuxième campagne a été réalisée en 2010 par l’IFREMER, spécifiquement sur les lagunes (PEPS-LAG) et toujours avec le concours financier de l’AE RM&C. 26 lagunes réparties sur la façade méditerranéenne française (LR, PACA et Corse) ont été échantillonnées. Les contaminants chimiques recherchés et les échantillonneurs passifs utilisés sont les mêmes que pour le projet PEPS, en tenant compte bien sûr des améliorations apportées. Le rapport de cette campagne est en cours. Projet DIGAME (2008-2009). Distribution, dégradation et impacts écotoxicologiques sur les microorganismes des pesticides dans les milieux côtiers et lagunaires méditerranéens. Programme Ecosphère Continentale et côtière (CNRS INSU) 2008-2009. (Contact : Fabien Joux, Observatoire Banyuls/Mer) 25 Projet ECOPOP (2009-2010). Ce projet s’inscrit dans les perspectives scientifiques définies dans le projet MERMEX (2010-2013) du chantier méditerranéen. L’objectif du projet est de produire des informations utiles à la gestion du risque associé à la présence des PCBs, DDTs et HAPs dans les environnements côtiers. Il s’agit dans la perspective du futur Chantier Méditerranéen de définir quelles sont les conditions favorisant l’incorporation des POPs dans les réseaux trophiques et comment le benthos affecte la biodisponibilité de ces contaminants. Les objectifs globaux scientifiques et technologiques : • Décrire la distribution des polluants organiques persistants dans la matrice sédimentaire des milieux lagunaires et côtiers du Golfe du Lion (distribution spatiale, profil vertical de distribution) ; • Déterminer le rôle des forçages physiques (tempêtes, crues, apports continentaux) sur la biodisponibilité des polluants organiques persistants ; • Déterminer l’influence des caractéristiques intrinsèques (granulométrie, critères biochimiques) du sédiment sur le transfert, le transport et la transformation des contaminants ; • Définir les relations entre le degré de contamination des maillons trophiques supérieurs et la structure des réseaux trophiques. Les sites retenus pour décrire l’écodynamique des POPs sur la façade du Golfe du Lion ont été choisis en fonction de leur représentativité des paysages méditerranéens, de leur rôle sur le fonctionnement des systèmes côtiers et de l’usage qui en est fait. Ces sites sont : L’étang de Thau, la lagune de Mauguio ou étang de l’Or, légèrement plus petite, qui fait actuellement l’objet d’une description très précise du réseau trophique (ANR LAGUNEX). Programme BERTOX (2010-2011). Ce programme a pour objectif de comprendre en quoi les conditions physico chimique et ou la présence de contaminants dans les sédiments constituent un frein à sa colonisation par la macrofaune et les herbiers, en prenant en compte leurs interactions directes ou indirects avec la diversité et les activités de biotransformation des contaminants par les microorganismes. En relation avec la réhabilitation de l’étang de Vaine, ce programme cherche à répondre à plusieurs questions : les contaminants présents dans le sédiment limitent ils l’évolution de la macrofaune et des herbiers ? Présentent-ils un lien avec les dynamiques de population et d’activité bactérienne, l’installation d’herbier et de macrofaune pérenne permettrait elle une meilleure oxygénation et un déstockage des contaminants organiques en favorisant les bactéries comme cela a pu être observé en labo ? La flore microbienne est-elle altérée ou modifiée par ces contaminants ? Projet ICONHE (Impact de CONtaminations diffuses par les herbicides sur les Herbiers de zostères). Responsable du projet : Elger Arnaud (MCU). Durée 2 ans. Projet Européen MIRAGE (2009-2011) (7ème PCRD) : (Mediterranean Intermittent River ManAGEment) a essayé d’apporter des éléments de réponse à des questions de contamination et d’évolution des contaminations sur les rivières intermittentes, une partie du projet portant sur la Vène. ANR CIEL (2008-2012) Projet CIEL – Contaminants et Interactions au sein des Écosystèmes Lagunaires- (ANR Écosystèmes Contaminants et Santé 2008-2012). La caractérisation physico-chimique des compartiments eau et sédiments a fait l’objet de deux suivis annuels selon un pas saisonnier dans deux lagunes contrastées : Bages –Sigean et Canet-St Nazaire. L’analyse de la contamination des milieux et des anguilles (éléments métalliques, PBDE et PCB) a permis l’évaluation de l’impact biologique des contaminants. 26 Dans Bages, la qualité des eaux montre une pollution en nitrates et en phosphates plus marquée dans le bassin nord, sous influence de l'agglomération narbonnaise, par rapport au bassin sud moins urbanisé et sous influence des entrées d’eaux marines. La lagune de Canet sous forte influence continentale révèle un état de dégradation généralisé des eaux par les nitrates et les phosphates qui provoquent une eutrophisation avancée du milieu en été et automne. Les [Cu] et [Cd] de Bages sont proches du critère de qualité, la [Cu] de la lagune de Canet montre une eau de mauvaise qualité. (Directive 2008/105/CE milieu marin). Concernant les sédiments, parmi la pollution organique et métallique des deux lagunes, seules les [Cu] de Canet présenteraient un risque sanitaire (réf. SQGs, Sédiment quality guidelines-NOAA-USA milieu marin). Les PCB et PBDE détectés dans les sédiments montrent de relativement basses concentrations comparativement à d’autres écosystèmes lagunaires similaires. VI. ACTEURS CLES Ifremer - Munaron Dominique (LER/LR, station de Sète) - Gonzalez Jean-Louis. (Laboratoire Biogéochimie des Contaminants Métalliques. - Andral Bruno (LER/PACA. Station de la Seyne/Mer) - Galgani François (LER/PACA. Station de Corse) - Claisse Didier (Unité Biogéochimie et Ecotoxicologie. Ifremer Nantes) -Tronczynski Jacek (Laboratoire Biogéochimie des Contaminants Organiques. Ifremer Nantes) - Tixier Céline (Laboratoire Biogéochimie des Contaminants Organiques. Ifremer Nantes) Université de Montpellier 1 - Fenet Hélène (faculté de pharmacie) Université de Perpignan - Faliex Elisabeth, Amilhat Elsa (CEFREM-CNRS). - Buscail Roselyne, Aubert dominique (CEFREM-CNRS. Equipe Géochimie organiqueContaminants métalliques). - Blanchard Carole (IMAGES) - Vouvé Florence (IMAGES) qualité de l’eau VII. BIBLIOGRAPHIE Andral B & Bouchoucha M, 2010. Analyse statistique des données du réseau RINBIO: détermination d’une réponse universelle de capteur. Ifremer, (http://archimer.ifremer.fr/doc/00028/13920/). Arzul G, Quiniou F & Carrie C, 2006. In Vitro Test-Based Comparison of Pesticide-Induced Sensitivity in Marine and Freshwater Phytoplankton. Toxicology Mechanisms and Methods, 16(8):431-437. Auby I, 2011. Régression des herbiers de zostères dans le Bassin d’Arcachon: état des lieux et recherche des causes. ODE LER Arcachon: IFREMER, 27 Blin E, 2012. Zone libellule (zone de liberté biologique et de lutte contre les polluants Emergents). Lyonnaise des eaux (2012). Rapport intermédiaire. Buscail R, Cauwet G & Cambon JP, 1984. Apports des éléments métalliques par les fleuves côtiers méditerranéens: importance du piégeage dans les étangs et devant les embouchures (littoral du Languedoc-Roussillon, golfe du lion, France). Rapport des VIIe journées "études Pollutions" Lucernes: CIESM, pp.31-43 Buscail R, Vouvé F, Lecomte-Finiger R, Lenfant P, Pastor J, Abdullah M, Certain R, 2009. Entre terre et mer : la lagune de Salses-Leucate, un "lac marin". In : "Le Golfe du Lion. Un observatoire de l'environnement en Méditerranée", Monaco A., Ludwig W., Provansal M., Picon B., Editions QUAE, Paris, p.167-182. Castro-Jiménez J, Deviller G, Ghiani M, et al., 2008. PCDD/F and PCB multi-media ambient concentrations, congener patterns and occurrence in a Mediterranean coastal lagoon (Etang de Thau, France). Environmental Pollution, 156(1):123-135. Castro-Jiménez J, Mariani G, Vives I, et al., 2011. Atmospheric concentrations, occurrence and deposition of persistent organic pollutants (POPs) in a Mediterranean coastal site (Etang de Thau, France). Environmental Pollution, 159(7):1948-1956. Comoretto L, Arfib B, Chiron S, 2007. 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PROJET PEPS Méditerranée (Pré étude: Echantillonnage Passif pour la Surveillance de la contamination chimique). Ifremer. Ifremer, 2002. Réseau de Suivi Lagunaire en Languedoc-Roussillon. Bilan des résultats 2001. Chap. 15. Pollution des étangs de Salses-Leucate, Thau et du Prévost par le tributylétain. Ifremer, 2003. Réseau de Suivi Lagunaire du Languedoc-Roussillon. Bilan des résultats 2002. Chap.16. Evaluation de la réponse globale des sédiments dans les lagunes languedociennes à un bio essai: développement larvaire de l’huître creuse Crassostrea gigas en présence d’élutriats de sédiments. Ifremer, 2004. Réseau de Suivi Lagunaire du Languedoc-Roussillon: Bilan des résultats 2003. Chapitre XV; “Etat de la contamination des milieux aquatiques par des pesticides en Languedoc-Roussillon. Synthèse des données de la CERPE”. Ifremer, 2006. Réseau de Suivi Lagunaire du Languedoc-Roussillon: Bilan des résultats 2005. Chapitre XIV; “Evaluation de la toxicité globale des sédiments des lagunes du complexe narbonnais et de l’étang de l’Or”. Ifremer, 2007. Réseau de Suivi Lagunaire du Languedoc-Roussillon : Bilan des résultats 2006. Chapitre XIV; "Etat de la contamination de l'étang de Vendres par des produits phytosanitaires". Leauté F, 2008a. Biogéochimie des contaminants organiques HAP, PCB, et pesticides organochlorés dans les sédiments de l’étang de Thau. Université Pierre et Marie Curie. MEDDTL, 2011. Bilan de présence des micropolluants dans les eaux littorales. Munaron D, Tapie N, Budzinski H, Andral B & Gonzalez J-L, 2011. Pharmaceuticals, alkylphenols and pesticides in Mediterranean coastal waters: Results from a pilot survey using passive samplers. Estuarine, Coastal and Shelf Science, Paris-Palacios S.,Buscail R., Vouvé F., Aubert D., Faliex E., Labadie P., Chevreuil M., Delahaut L., Vettier A., Arnoult F., Biagianti-Risbourg S. , 2012. Bages-Sigean and Canet-St-Nazaire lagoons Part 2: Hepatic perturbations in yellow eels (Anguilla anguilla L.) as potential biomarkers. Environmental Science and Pollution Research (soumise). Vouvé F, Buscail R, Aubert D, Labadie P, Chevreuil M, Canal Ch, Desmousseaux M, Alliot F, Amilhat E, Faliex E, Biagianti S, 2012. Bages-Sigean and Canet-St-Nazaire lagoons. Part 1: Physico-chemical characteristics and contaminant concentrations (Cu, Cd, PBDE, PCB) in water and sediment as environmental quality. Environmental Science and Pollution Research (soumise) Région Languedoc-Roussillon, Union Européenne, MATE, et al., 2000. Guide méthodologique de gestion des lagunes méditerranéennes. Tome 1 Les eaux. 29 Montpellier, France: Document édité dans le cadre du programme Life “Sauvegarde des étangs littoraux du Languedoc-Roussillon”. Rigaud S, 2011. Dynamique et biodisponibilité des éléments traces métalliques dans les sédiments de l'étang de Berre. Université Paul Cézanne. 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Ces modèles permettent de connaître les temps de résidence à l’échelle locale, avec une information spatialisée (zones de confinement, etc.). Une étude sur les échanges mer-lagune (en cours), développe une méthode simple basée sur les différences de hauteurs d’eau de part et d’autre des graus permettant d’estimer le temps de renouvellement des masses d’eau à l’échelle globale de la lagune. Paramètres liés à la dynamique sédimentaire Le comblement est un phénomène naturel de l’évolution des milieux lagunaires qui peut être amplifié par les activités anthropiques. A l’heure actuelle, les lagunes ne sont pas toutes soumises aux mêmes degrés d’impact vis-à-vis du comblement. Alors que les lagunes comme Canet, Vendres et Bagnas risquent de se combler rapidement, pour d’autres lagunes comme Thau ou Salses-Leucate le comblement ne représente pas un enjeu majeur. Il existe un modèle hydrosédimentaire sur Thau permettant de caractériser le devenir des apports particulaires et les processus de dépôt/érosion du sédiment (couplage MARS 3D et modèle SiAM 3D). Ce modèle est actuellement transposé aux complexes des étangs Palavasiens et à l’étang de l’Or. Paramètres liés à la morphologie Afin d’acquérir des données sur les paramètres liés à la morphologie et également sur les paramètres liés à la dynamique hydrologique et sédimentaire, un projet d’acquisition et d’interprétation de données sur les descripteurs hydromorphologiques des lagunes littorales des bassins Rhône Méditerranée et Corse sera conduit dans le cadre de la DCE. Les organismes vivants sont fortement dépendants des paramètres hydromorphologiques. Il n’existe cependant pas à l’heure actuelle d’indicateurs permettant d’établir les liens entre ces paramètres et les éléments de qualité biologique. A ce stade, il est donc difficile de prioriser les axes de restauration hydromorphologique à privilégier pour améliorer la qualité biologique des lagunes. Zones géographiques étudiées Globalement, un grand nombre de lagunes méditerranéennes françaises sont ou seront couvertes par des études concernant les paramètres hydromorphologiques. Lacunes identifiées Temps de renouvellement et temps de résidence des lagunes (en cours). « Espérance de vie » des lagunes vis-à-vis du comblement et évolution face aux activités anthropiques et au changement climatique. Caractérisation des paramètres morphologiques (projet DCE, en cours). Liens entre les paramètres hydromorphologiques et les organismes vivants et sur la caractérisation d’indicateurs d’état. Evaluation de la modification des habitats (pression et artificialisation) 31 I. INTRODUCTION Afin d’évaluer le bon état écologique des milieux lagunaires, la DCE se base sur des paramètres biologiques (phytoplancton, macrophytes, invertébrés benthiques, ichtyofaune). La préservation des habitats lagunaires (zones humides périphériques, herbiers, zones de fraie, qualité du substrat de fond, etc.) constitue un enjeu majeur pour atteindre le bon état écologique des milieux lagunaires. L’hydromorphologie au même titre que la physicochimie est considérée comme support de la qualité biologique des milieux lagunaires. C’est pourquoi la DCE a jugé nécessaire de mettre au point un outil « physique » permettant de caler les diagnostics servant à l’interprétation des données biologiques (circulaire DCE 2007/20). Dans le cas de non atteinte du bon état écologique, cet outil permettra de savoir s’il faut attribuer cette dégradation à l’altération de l’hydromorphologie ou à celle de l’état des eaux ou aux deux. Ces paramètres ne donnent pas lieu à une grille de qualité propre mais à une grille établie en référence aux éléments biologiques. Tout l’enjeu étant de trouver un lien entre la qualité physique du milieu et la réponse biologique : la notion d’habitats étant un élément essentiel de ce lien. L’évaluation de la qualité de la masse d’eau pour cet élément porte donc sur le suivi de paramètres descripteurs de l’hydromorphologie pertinents pour visualiser l’effet de ces modifications sur la biologie. Les paramètres hydromorphologiques retenus comme influençant les compartiments biologiques (phytoplancton, macrophytes, invertébrés marins et poissons) ont donc été organisés en 3 ensembles : i) les paramètres liés à la dynamique hydrologique, ii) les paramètres liés à la dynamique sédimentaire, iii) Les paramètres morphologiques. II. DYNAMIQUE HYDROLOGIQUE La dynamique hydrologique regroupe plusieurs paramètres tels que l’hydrodynamisme, le gradient de salinité, les temps de résidences, etc. Le transport et la dilution des nutriments dissous, des particules et des organismes vivants en suspension sont assurés par l’hydrodynamisme. Les modèles hydrodynamiques du type de MARS 3D (développé par Ifremer) et TELEMAC-3D (développé par EDF-LNHE) (voir dans une certaine mesure TELEMAC 2D) permettent la simulation des variations spatio-temporelles du courant dans les trois directions et du champ de vitesse moyen sur la verticale, l’élévation de la surface libre, la salinité et la température. Ces modèles prennent en compte les principaux moteurs de la dynamique des masses d’eau dans les lagunes: le vent en surface qui peut induire une circulation horizontale sur l’ensemble du bassin et accentuer le mélange dans la colonne d’eau, la marée astronomique et les variations de la pression atmosphérique qui gouvernent les échanges entre le mer et la lagune et les apports d’eau douce par le bassin versant (Site internet Ifremer, http://wwz.ifremer.fr/mars3d/, site internet du logiciel TELEMAC, www.opentelemac.org ). Ces modèles permettent d’estimer les temps caractéristiques relatifs au fonctionnement hydrodynamique de ces milieux, de quantifier les échanges avec la mer et de simuler la dispersion dans la lagune des apports dissous en provenance du bassin versant. En d’autres termes, ces modèles permettent de connaître le temps de résidence des eaux, avec une information locale et spatialisée sur la dynamique de la masse d’eau et permettent donc d’identifier des zones de confinements. Cette information permet ainsi de proposer une gestion adaptée des points de rejets (nutriments, contaminants, etc.) en limitant le stockage de matières polluantes dans les secteurs confinés ou en favorisant la dilution de ces matières polluantes dans les secteurs les mieux renouvelés (Fiandrino et al. 2012) 32 Des variables forçantes peuvent être introduites dans ces modèles, telles que les flux issus de bassins versants ou de rejets en mer. Ils permettent donc de simuler le transport et la diffusion de substances dissoutes et /ou particulaires dans la masse d’eau (Site internet Ifremer, site TELEMAC). Cette capacité de suivre des trajectoires ou des concentrations permet d’utiliser ces modèles dans la surveillance des contaminations, d’origine microbiologique ou chimique, chronique ou accidentelle, les études d’impact, les simulations d’aménagements côtiers, etc. Le modèle hydrodynamique MARS 3D est actuellement appliqué sur 6 lagunes : Thau, Bages-Sigean, les étangs du complexe Palavasiens, Or et Diane ; le modèle TELEMAC 3D et 2D (Boutron et al., 2011 ; Loubet et al, 2012) sont appliqués aux étang de Berre, ainsi que sur le système des étangs du Vaccarès et sur le système des étangs du They de Roustan. En effet, depuis, 15 ans, le fonctionnement hyrologique de l’étang du Vaccarès (Camargue) est étudié en lien avec les apports du bassin versant, en fonction de l’utilisation des terres et des échanges avec la mer. Les volumes d’entrée et de sortie sont modélisés afin de calculer les niveaux de salinité des eaux. La modélisation repose sur le couplage d’un modèle TELEMAC-2D avec un modèle conceptuel (Boutron et al., 2011 ; Loubet et al., 2012). Une même approche de modélisation est également menée sur le site du They de Roustan. Une étude en cours sur les échanges mer/lagune est actuellement menée sur 2 sites pilotes, La Palme et Prévost, afin d’estimer le temps de renouvellement des masses d’eau à partir d’une méthode simple basée sur les différences de hauteurs d’eau de part et d’autre des graus (Fiandrino et al. 2012). Le temps de renouvellement constitue un indicateur à une échelle globale puisque son estimation est basée sur l’hypothèse que la lagune est un milieu parfaitement mélangé. Les deux objectifs de cette étude sont d’une part de valider la méthode proposée et d’autre part fournir des temps de résidences locaux et des temps de renouvellement simulés. Ces deux indicateurs seront comparés afin de préciser la représentativité spatiale du temps de renouvellement. Les secteurs lagunaires pour lesquels les temps de résidence seront plus importants que le temps de renouvellement calculé globalement à l’échelle de la lagune pourront être considérés comme des secteurs « sensibles » c'est-à-dire susceptibles de stocker de la matière (Fiandrino et al. 2012). Le temps de renouvellement pourra être estimé pour l’ensemble des lagunes du programme de surveillance. D’un point de vue de la gestion et de la conservation des milieux, cette information permettra de cibler les lagunes les plus vulnérables vis-à-vis des apports polluants. Les premiers résultats de ce travail ont permis de connaître les temps de renouvellement mesurés de quelques lagunes. Il est de 142 jours pour Berre, 50 jours pour Thau, 8,8 jours pour La Palme et 2 jours pour le Prévost (Fiandrino et al. 2012) et il a été estimé de 1 à 5 mois pour l’étang de Diane (Orsoni et al. 2001) Parallèlement à cette étude, un modèle LOICZ est appliqué aux lagunes de Thau et de Bages, afin de déterminer si ces écosystèmes ont tendance à stocker des sels nutritifs dans leurs différents compartiments (colonne d’eau, macrophytes, sédiments) en fonction des flux hydriques et biogéochimiques aux différentes interfaces. Ce modèle a pour objectif premier de connaître les flux maximum admissibles par une lagune, dans une problématique d’eutrophisation. Ce modèle fournit également une estimation des volumes d’eau échangés entre la lagune et la mer. En moyenne, pendant la période sèche, ce modèle a estimé que la mer Méditerranée alimentait l’étang de Thau d’environ 63 Mm3/an. Pendant la période pluvieuse, l’étang exporterait environ 84 Mm3/an. Le modèle établit également un bilan de salinité qui permet de calculer le volume de mélange (Le Noc 2010) 33 Lacunes identifiées : Temps de renouvellement et temps de résidence des lagunes (en cours). III. DYNAMIQUE SEDIMENTAIRE Les lagunes côtières sont des écosystèmes peu profonds, avec des fonds de nature quasi-exclusivement sablo-vaseuse. Sous l'effet des vents (remise en suspension) et des apports continentaux (limons), la morpho-bathymétrie des lagunes évolue sans cesse avec parfois des modifications persistantes sur le moyen et long terme. Celle-ci gouverne la circulation des masses d’eau au sein de ces milieux et est à la base de leur fonctionnement et de leur état écologique. Depuis plusieurs années, une mise à jour des bathymétries a été conduite sur différentes lagunes méditerranéennes (Canet, Leucate, Bages-Sigean, Palavasiens, Or, Thau, La Palme, Diane, Berre et Bolmon). L’évolution de la morpho-bathymétrie peut conduire à des phénomènes de comblement, de confinement de zones et à une modification de la circulation hydrodynamique. Le comblement des lagunes est un phénomène naturel de l’évolution des milieux qui peut être amplifié par les activités anthropiques. En effet, les aménagements du bassin versant, des lagunes et des lidos ainsi que les rejets de particules en suspension et de nutriments accélèrent le comblement. Alors que les lagunes de Canet, Vendres et Bagnas risquent de se combler rapidement, pour d’autres lagunes comme Thau ou Salses-Leucate, le comblement ne représente pas un enjeu majeur (Castaings 2008). L’analyse de l’évolution de la bathymétrie des étangs Palavasiens sur les 40 dernières années a permis d’estimer un comblement total des étangs à 500 ans en supposant une stabilité des forçages actuels, avec une sédimentation moyenne de 1,3 mm/an (Castaings et al. 2011). L’évolution morphologique des lagunes est une question essentielle pour la gestion de ces espaces naturels et pour l’avenir des activités humaines qui y sont liées, en particulier dans un contexte de changement climatique. Concernant les étangs Palavasiens, l’activité anthropique apparaît comme un facteur important de cette évolution, elle est responsable de plus de 2/3 des zones entièrement comblées au cours des 40 dernières années. Les actions pouvant accélérer le phénomène de comblement peuvent être directes via la mise en œuvre de remblaiements ou indirectes via des aménagements comme la canalisation des cours d’eau ou la protection des plages qui modifient la dynamique du système. La répartition des zones de dépôts suggère une contribution importante des apports du bassin versant dans la dynamique de comblement. Des différences de fonctionnement sur chacun des étangs ont été mises en évidence en fonction des forçages naturels et anthropiques locaux, par exemple, l’étang de Grec a une tendance plus forte à l’érosion et est davantage impacté par le comblement artificiel tandis que la lagune de Pierre Blanche (secteur ou le littoral est non artificialisé) est plutôt soumise à une dynamique marine active (Castaings et al. 2011). Les auteurs précisent cependant qu’il existe une forte incertitude sur les données bathymétriques anciennes et celle concernant l’élévation du niveau marin, empêchant d’estimer de façon fiable l’évolution future du système à partir de ces résultats. Ils préconisent donc un suivi plus précis de la dynamique lagunaire et des apports extérieurs (bassin versant et mer) à l’avenir. 34 Il existe actuellement un modèle hydrosédimentaire appliqué à la lagune de Thau permettant de caractériser le devenir des apports particulaires et les processus de dépôt/érosion du sédiment (couplage MARS 3D et modèle SiAM 3D). Il permet de préciser dans quelle mesure le compartiment sédimentaire constitue, vis-à-vis de la colonne d’eau, un piège pour ces substances ou à l’inverse une source (Verney & Fiandrino 2010). L’utilisation de ce modèle sur Thau a permis d’interpréter la dynamique sédimentaire sur l’ensemble du bassin, et de simuler les zones impactées par les sédiments apportés par le bassin versant. Ce modèle est actuellement transposé au complexe des étangs Palavasiens et à l’étang de l’Or dans le cadre d’une Thèse (Castaings, 2009-2012) afin d’étudier les processus participants au comblement et estimer les flux de matière à l’interface eau/sédiment. Des études ont également été conduites en Camargue, afin d’établir le bilan sédimentaire (utilisation d’une chronique de données de plus de 15 ans) et de déterminer les flux sédimentaires vers et en dehors des étangs du Vaccarès (Loubet et al., 2010, 2012). Ces flux sédimentaires ont pu être reliés à l’activité humaine (riziculture) et aux crues du Rhône. Lacunes identifiées : « Espérance de vie » des lagunes vis-à-vis du comblement et évolution face aux activités anthropiques et au changement climatique. IV. PARAMETRES MORPHOLOGIQUES Plusieurs descripteurs ont été identifiés comme étant liés à la réponse morphologique. Parmi ceux-ci: la nature des berges, la forme de la cuvette, la sinuosité des berges, la connectivité aval, la connectivité avec les zones humides périphériques et la couverture macrophytique. Afin d’acquérir des données sur les paramètres liés à la morphologie mais aussi sur certains paramètres liés à la dynamique sédimentaire et hydrologique, un projet d’acquisition et d’interprétation de données sur les descripteurs hydromorphologiques des lagunes littorales des bassins Rhône Méditerranée et Corse sera conduit dans le cadre de la DCE. Lacunes identifiées : Manque de données sur les paramètres morphologiques (projet DCE, en cours) V. LIENS ENTRE LES PARAMETRES PHYSIQUES DU MILIEU ET LES ORGANISMES VIVANTS Les organismes vivants sont fortement dépendants des paramètres hydromorphologiques. Des Travaux réalisés par la Tour du Valat sur l’étang du Vaccarès ont mis en évidence des relations entre l’hydrologie et les macrophytes d’une part et les peuplements de poissons et de macro-crustacés d’autre part. En effet, de 1993 à 2002, la 35 salinité de l’étang diminua après deux crues importantes pendant les hivers de 1993-1994, passant d’une salinité de 15 à 5 de 1994 à 1997 pour revenir à une salinité de 15 de 1999 à 2002. Des fluctuations d’espèces marines et d’eaux douce (poissons et macro-crustacés) quand la salinité était faible ont été observés pendant cette période (Poizat et al., 2004). Cette étude a permis de montrer que ces changements de communautés étaient différés dans le temps. Une étude sur les macrophytes réalisés pendant cette même période mis également en évidence un effet retardé du déclin de Zostera noltii après la diminution de la salinité. Ce déclin ne fut pas associé à l’augmentation d’autres espèces mais à une diminution de la profondeur maximale de toutes les espèces, suggérant que la disponibilité en lumière devenait un facteur limitant pour la végétation aquatique. L’augmentation de la concentration en matière en suspension mesurée lors de faible salinité résulterait de l’effet synergique d’une faible salinité qui ralentirait la décantation des matières en suspension et de la disparition des herbiers de zostères qui retenaient les sédiments et diminuaient l’énergie des vagues. Une recolonisation progressive des herbiers fut observé avec l’augmentation de la salinité (Charpentier et al., 2005). Pour l’ensemble des lagunes, le travail réalisé par (Asconit Consultants 2009), a permis d’identifier sur la base d’un bilan bibliographique, un certain nombre de paramètres liés à l’hydrodynamisme et à la morphologie et une analyse des paramètres en lien avec chaque famille biologique identifiée comme élément de qualité biologique (phytoplancton, macrophytes, organismes benthiques et poisson). Pour chacune de ces familles biologiques, un schéma relationnel entre paramètres et famille biologique a été proposé et commenté. A l’heure actuelle, il n’existe pas d’indicateurs permettant d’établir ces liens entre ces paramètres hydromorphologiques et les éléments de qualité biologique. Il est donc difficile de prioriser les axes de restauration hydromorphologique à privilégier pour améliorer la qualité biologique des lagunes. Dans ce contexte, l’étude proposée par l’Agence de l’Eau RM&C sur l’acquisition et l’interprétation des données sur les descripteurs hydromorphologiques, permettra d’une part d’identifier des paramètres hydromorphologiques pertinents pour décrire et qualifier les relations habitat/biologie et d’autre part d’établir des outils d’interprétation des données hydromorphologiques en termes de qualité de l’habitat pour l’expression de la biologie. L’évaluation de la qualité des habitats en tant que support de la biologie ainsi que l’évaluation de la modification des habitats (approche « pressions et artificialisations ») sont importantes pour aider à caractériser l’état actuel des milieux mais également pour progresser sur l’évaluation de l’efficacité des actions engagées en termes de préservation et de restauration des milieux. Par ailleurs, le contrat de delta du plan Rhône, prévoit une étude sur la reconnexion des étangs avec la mer en Camargue afin d’améliorer les échanges et favoriser la continuité écologique. L’objectif étant de retrouver un fonctionnement naturel du milieu. En effet, la Camargue, première zone humide de France souffre d’une artificialisation de ses espaces naturels, (jusqu’en 2007, les lagunes au sud est de l’étang de Vaccarès appartenaient aux Salins du midi qui les avait endiguées pour la production de sel). Un programme de recherche LIFE démarre actuellement en Italie et en Bulgarie sur la réhabilitation des anciens salins. Différentes techniques de restauration seront proposées et pourront éventuellement être transposées à la Camargue (EAURMC 2012) 36 Lacunes identifiées : Peu de connaissances sur les liens entre les paramètres hydromorphologiques et les organismes vivants et sur la caractérisation d’indicateurs d’état. Peu de connaissances sur l’évaluation de la modification des habitats (pression et artificialisation) VI. PROGRAMMES DE RECHERCHE Un projet a été déposé par le CEFREM (CNRS-Université de Perpignan) dans le cadre du nouveau « Contrat de Bassin versant de l’étang de Canet », sous l’intitulé : Suivi hydrosédimentaire de la lagune de Canet (responsable R. Buscail et F. Bourrin). L’accent sera mis sur les phénomènes extrêmes, crues, tempêtes, conditions estivales durant 2 hivers et 1 été. Une partie Hydrodynamique et Physico chimique des masses d’eau : mesures en continu insitu devant les émissaires et au niveau de la communication avec la mer par sondes multiparamètres (T°C, conductivité, Pression, Turbidité, NH4+, NO3-, O2) ; et courantomètres seront couplées à des prélèvements d’eau dans la lagune et dans les émissaires en terme de point source. Une partie sédimentologie : Estimation de la variabilité de la sédimentation par altimétrie : dépôt/érosion en fonction des apports et des processus de remise en suspension. Acquisition de données météorologiques (vent). Variabilité spatiale et temporelle des caractéristiques des sédiments par carottages : granulmométrie, taux de matière organique (Corg, N) et estimation des taux de sédimentation. Un volet modélisation (en collaboration avec A. Fiandrino (Ifremer)) permettra d’établir un bilan des flux de matière entrants et sortants, prévisions à long-terme de la sédimentation. VII. ACTEURS CLES Agence de l’Eau RM&C - Giraud Anaïs Ifremer - Fiandrino Annie (LER/LR. Station de Sète) - Verney Romaric (laboratoire Physique, hydrodynamique et sédimentaire. Ifremer Brest) Tour du Valat - Grillas patrick Université Montpellier II - Dezileau Laurent (Laboratoire Géoscience Montpellier, UMR 5243) Université de Perpignan - Bourrin François, Buscail Roselyne (CEFREM_CNRS) 37 VIII. BIBLIOGRAPHIE Asconit Consultants, 2009. Caractérisation et évaluation des paramètres hydromorphologiques des lagunes du bassin Rhône-Méditerranée et Corse dans le cadre de la DCE. 242 p. Boutron O, Loubet A, Bertrand O, Coulet E, Chérain Y, Höhener P, Chauvelon P, 2011. Modeling of a managed coastal Mediterranean wetland with TELEMAC-2D : the Vaccarès lagoons system (Rhone delta, Camargue, France). Pp. 64-68 in Violeau D., Hervouet J.-M., Razafindrakoto E., & Denis C., (eds). Proceedings of the XVIIIth Telemac and Mascaret User Club, EDF R&D, Chatou, (France), 19-21 octobre 2011. Castaings J, 2008. Etat de l’art des connaissances du phénomène de comblement des milieux lagunaires. Université Montpellier 2, Cepralmar.100 p. Castaings J, Dezileau L, Fiandrino A & Verney R, 2011. Evolution morphologique récente d’un complexe lagunaire méditerranéen: le système des étangs Palavasiens (France). Revue Paralia, (4): p. 7.1-7.12. Charpentier A, Grillas P, Lescuyer F, Coulet E & Auby I, 2005. Spatio-temporal dynamics of a Zostera noltii community over a period a fluctuating salinity in a shallow coastal lagoon, southern France. Estuarine, Coastal & Shelf Sciences 64: 307-315. EAURMC, 2012. EAUX de Rhône-Méditerranée & Corse (spécial mer et littoral méditerranéen). “Un plan pour la Camargue”. (19):8p. Fiandrino A, Robin S & Pinatel C, 2012. Validation d’une méthode d’estimation des volumes d’eau échangés entre la mer et les lagunes. , IXSurvey. Le Noc S, 2010. Développement d’outils d’aide à la gestion des milieux eutrophisés: application du modèle LOICZ aux lagunes de Thau et Bages-Sigean. ECOSYM.Université Montpellier II. Loubet A, Pichaud M, Chauvelon P, 2010. Gestion hydraulique et flux hydro-sédimentaires dans l’Ile de Camargue. La Houille Blanche (6) : 33-39 Loubet A, 2012. Modélisation de l’Hydrosystème Vaccarès : contribution à une gestion adaptative des ressources en eau dans le delta du Rhône, France. Thèse de l’Université de Provence, Ecole doctorale : Sciences de l’environnement, Spécialité : Géosciences et Environnement. 333 pages. Poizat P, Rosecchi E, Chauvelon P, Contournet P & Crivelli A.J, 2004. Long-term fish and macro-crustacean community variation in a Mediterranean lagoon. Estuarine, Coastal and Shelf Science 59(4) : 615–624. Orsoni V, Souchu P & Sauzade D, 2001. Caractérisation de l’état d’eutrophisation des trois principaux étangs corses (Biguglia, Diana et Urbino), et proposition de renforcement de leur surveillance. Rapport final. 38 Verney R & Fiandrino A, 2010. Développement d’un modèle hydrosédimentaire sur les masses d’eau de transition. Application sur la lagune de Thau. 39 40 Changement climatique En résumé… Différents scénarii se rejoignent et estiment que d’ici la fin de ce siècle, le changement climatique pourrait entraîner des modifications environnementales. Les lagunes, de par leur situation géographique et leur fonctionnement, sont des milieux vulnérables. Ce thème constitue donc un enjeu majeur encore peu étudié en milieu lagunaire. Pressions dues au changement climatique à l’échelle globale - Elévation du niveau moyen de la mer - Augmentation de la fréquence et intensité des tempêtes - Augmentation de la température et des UV (évapostranspiration) - Variations de pluviométrie ou des débits - Acidification de l’eau Impact sur les organismes - Augmentation de la production primaire - Modification phénologique et physiologique - Modification du réseau trophique - Risque de modification de la répartition des espèces, modifications des communautés, augmentation d’espèces invasives, pathogènes, blooms phytotoxiques - Augmentation des crises anoxiques Impact sur l’hydromophologie - Augmentation du phénomène d’érosion : déplacement des lidos vers l’intérieur des lagunes. Risque de morcellement voire de disparition des lidos - Ouverture ou créations de nouveaux graus induisant une marinisation des lagunes. - Submersion temporaire ou permanente - Modification du régime hydrique. Modification des flux et du bilan eau douce/ eau salée. Zones géographiques étudiées Région Languedoc-Roussillon (en particulier Thau et les étangs Palavasiens) et la Camargue (Vaccarès) pour les études concernant les risques d’inondations et de submersion. Les études d’impacts de la température et des UV sur les organismes ont été réalisées dans la lagune de Thau via la plateforme MEDIMEER. Lacunes identifiées Vulnérabilité des espèces marines et des communautés lagunaires au changement climatique (élévation de la température, UV, salinité, acidification etc.) et conséquences de l’évolution des cortèges d’espèces sur les référentiels des indicateurs d’état des milieux. Evolution des espèces invasives, toxiques, pathogènes. Evolution du régime hydrique, modification de l’équilibre eau douce/eau salée et évolution des flux de polluants. « Espérance de vie » des lagunes vis-à-vis de la submersion marine 41 I. INTRODUCTION Selon le 4ème rapport du GIEC, en fonction des scénarii d’émissions de gaz à effet de serre, la température mondiale pourrait s’élever de 1 à 6 °C d’ici la fin de ce siècle (GIEC 2007). Ce réchauffement pourrait s’accompagner d’une hausse du niveau de la mer et des océans allant de 18 cm à 59 cm pour le scénario le moins favorable. Dans certaines régions, l’élévation de la température moyenne pourrait être plus forte que la moyenne mondiale et, alors que les précipitations pourraient augmenter globalement, dans certaines zones elles pourraient diminuer, particulièrement en été. C’est le cas du bassin méditerranéen, considéré comme un « point chaud » du changement climatique (Giorgi 2006). Selon le GIEC, les écosystèmes méditerranéens seraient parmi les écosystèmes les plus vulnérables aux effets du changement climatique. Un réchauffement global de 2°C à 3°C entrainerait, selon les scénarii, une perte supérieure à 50 % des zones côtières méditerranéennes dues à l’élévation du niveau de la mer et l’augmentation des tempêtes marines ; les deltas et les lagunes se trouvant en première ligne de cette perte (EEA, 2006). Toutefois, il reste des incertitudes et des précautions à prendre vis-à-vis de ces scénarii. En effet, des études récentes concernant l’évolution de l’intensité des tempêtes montrent des résultats peu significatifs et suggèrent un régime inchangé ou légèrement plus modéré dans le futur (Yates et al. 2010). Les lagunes, milieux de transition entre terre et mer, sont caractérisées par de faibles profondeurs et une biodiversité remarquable. Elles sont à l’heure actuelle fortement soumises aux pressions anthropiques (eutrophisation, pollution, urbanisme, etc.) et sont donc des milieux vulnérables dont l’état pourrait s’aggraver face aux évolutions climatiques. La hausse des températures et des radiations ultraviolets, l’évapotranspiration, les variations de pluviométrie ou de débits, l’élévation du niveau de la mer et l’acidification de l’eau due à l’augmentation des concentrations en dioxyde de carbone atmosphériques sont autant d’éléments susceptibles de modifier de manière drastique le fonctionnement de ces écosystèmes lagunaires. Au vu de cette évolution climatique et dans le cadre de la DCE qui vise l’atteinte du bon état écologique des masses d’eau et la non dégradation des milieux, une meilleure connaissance de l’impact du changement climatique sur ces écosystèmes apparaît comme un enjeu fort. II. IMPACT DU CHANGEMENT CLIMATIQUE SUR L’HYDROMORPHOLOGIE La survie « physique » des écosystèmes lagunaires et de leurs zones humides périphériques semble particulièrement compromise par l’érosion côtière et la submersion marine. Le littoral du Languedoc-Roussillon qui est déjà très exposé aux aléas d’érosion et de submersion voit sa vulnérabilité exacerbée par l’usage de la zone côtière (Yates et al. 2010) Le BRGM a conclu dans le cadre du LIFE « Response » que suite au changement climatique, plus de 87 % du trait de côte de la région Languedoc-Roussillon serait exposé à l’érosion et à l’inondation côtières lors des tempêtes (Vinchon 2006). A l’horizon 2100, selon les scénarii, 2000 à 4000 hectares du littoral languedocien seraient concernés par la submersion permanente et 1000 à 14000 hectares par la submersion temporaire (Vinchon et al. 2010). Les submersions exceptionnelles atteindraient la bordure nord des lagunes. En Camargue, le delta du Rhône dont la dynamique naturelle a été entravée par l’Homme, ne dispose plus d’une grande marge de mouvement pour s’adapter aux variations du niveau de la mer et des apports de sédiments. Le risque principal auquel est soumis la Camargue semble donc être la 42 submersion. D’après (Chauvelon 2008), il ne sera plus possible de maintenir la camargue dans son état de fonctionnement actuel dans les décennies à venir. L’élévation du niveau de la mer associée à une éventuelle augmentation de l’intensité et de la fréquence des tempêtes mèneraient à une augmentation du phénomène d’érosion des dunes et pourraient induire une migration du lido vers l’intérieur des lagunes voire un morcellement de ce dernier, aboutissant à la mise en place de passes permanentes et à la transformation du lido en îles barrière, comme cela a été démontré pour les étangs de Vic et de Pierre Blanche (Durand & Heurtefeux 2006). La présence d’habitations ou d’infrastructures pourrait empêcher le dépôt de sédiment du côté intérieur du lido et bloquer sa migration. Ceci pourrait avoir comme effet d’entraîner un amincissement voire une disparition du lido. (DREAL 2011; Romani et al. 2008). L’élévation du niveau de la mer pourrait causer la translation des habitats des zones humides qui seraient alors menacés si des obstacles s’opposent à leur translation vers des zones plus élevées (Hérivaux et al. 2010). Enfin, la montée du niveau de la mer risque de perturber la végétation des marges des étangs par inondation, érosion et intrusion d’eau salée Si les lagunes disposent d’un espace suffisant pour migrer à l’intérieur des terres, les submersions n’auraient pour conséquence que d’accroître la profondeur de la lagune et créer de nouvelles zones profondes (Romani et al. 2008). Plusieurs possibilités s’offriront aux zones humides: migrer vers l’intérieur des terres (sauf si bloquée par des infrastructures digues, habitations), soit monter verticalement (sédimentation grâce aux apports des rivières compensant verticalement la montée des eaux) soit être submergées et se transformer en nappes ouvertes ou se maintenir en changeant de végétation (Romani et al. 2008). A noter que le comblement des lagunes, via les apports des bassins versants pourraient compenser l’élévation du niveau de la mer. Si de nouveaux graus se forment la salinité des lagunes se stabilisera et s’approchera de celle de la mer, favorisant les espèces les plus tolérantes au sel. Dans les lagunes très vastes telles que Thau, les modifications de la salinité resteront faibles (Laugier, T.). Cependant, cette marinisation pourrait être nuancé par l’éventuel renforcement des inondations qui provoquerait une augmentation des arrivées d’eau douce (Romani et al. 2008). Les bassins méditerranéens présentent déjà à l’heure actuelle des vulnérabilités importantes aux risques climatiques. Le régime des cours d’eau est caractérisé par des étiages sévères en été et des crues importantes en automne et au printemps. La question des rejets de polluants dans les cours d’eau se posera face à des diminutions des débits d’étiage et à une augmentation de la température de l’eau. Le problème devrait se poser en terme de capacité de dilution des contaminants et de recrudescence des phénomènes d’eutrophisation (Fabre 2012). Il faudra donc anticiper l’évolution de ces flux dans les bassins afin d’en déterminer les impacts sur les milieux récepteurs tels que les lagunes. Dans ce contexte des travaux sur l’adaptation de la gestion des complexes lagunaires aux changements climatiques ont été réalisés dans le cas de la Camargue et du Vaccarès. A partir de données expérimentales sur 15 années, une modélisation du fonctionnement hydrologique et salin du système d’étangs du Vaccarès a été faite. Ont été considérés dans cette étude : les étangs, les apports du bassin versant en fonction de l’utilisation des terres et les échanges avec la mer. La pluie, le vent et l’évaporation ont également été pris en compte. La modélisation a reposé sur le couplage d’un modèle TELEMAC-2D avec un modèle conceptuel (Boutron et al., 2001 ; Loubet et al., 2012). Différents scénarios d’évolution climatique, de gestion du territoire (riziculture, aménagements hydrauliques, de règles de gestion des échanges lagune/ 43 mer) ont été simulés, et ont montré les incidences des évolutions climatiques et de la gestion de l’eau sur la salinité et les niveaux d’eau prévisibles dans le futur en Camargue (Loubet, 2012). Lacunes identifiées : « Espérance de vie » des lagunes vis-à-vis de la submersion Evolution du régime hydrique : - modification de l’équilibre eau douce/eau salée - Evolution des flux en polluants III. IMPACT DU CHANGEMENT CLIMATIQUE SUR LE VIVANT 1. Modification des réseaux trophiques Du fait de leur faible profondeur et de leur caractéristique hydro morphologique, les lagunes côtières devraient être particulièrement sensibles à l’augmentation des températures et des UV-B pour lesquels on prédit une augmentation d’environ 3°C et 20% respectivement d’ici 2100. Les espèces lagunaires sont adaptées aux fortes variations des températures. Cependant, une hausse des températures allant au-delà des seuils de tolérance des espèces pourrait avoir des conséquences sur les interactions interspécifiques et sur la structure du réseau trophique. Des études réalisées dans le cadre du projet PNEC, dans l’étang de Thau (via la plateforme MEDIMEER), ont testé l’augmentation de la température et des UV sur les compartiments planctoniques méditerranéens. Les résultats de ces études ont montré que ces compartiments étaient plus sensibles à l’augmentation de la température qu’aux UV-B suggérant une certaine résistance du réseau trophique lagunaire aux modifications des UV-B prévus dans un contexte de changement global (Bouvy et al. 2011; Vidussi et al. 2011). L’augmentation de la température de l’eau engendrerait des effets en cascade sur le réseau trophique planctonique (Vidussi et al. 2011), induirait une augmentation de l’abondance du compartiment microbien (Bouvy et al. 2011) et une augmentation de la production primaire (Vidussi et al. 2011). De nombreux organismes pourraient être impactés par ces modifications du réseau trophique et en particulier les ressources exploitables (poissons, mollusques, etc.). Or, certaines activités telles que la conchyliculture et la pêche sont dépendantes de ces ressources. 2. Risque d’augmentation des agents infectieux Les agents infectieux associés à des conditions climatiques particulières liés notamment à l’élévation des températures seraient responsables d’une mortalité des juvéniles d’huîtres en période estivale. Ainsi, la question de la responsabilité du changement climatique comme facteur aggravant est posée. En effet, il serait important de connaître l’influence de ces changements sur la physiologie des animaux cultivés d’une part, mais également sur l’écologie et la virulence des agents microbiens associés aux mortalités d’autre part (DREAL 2011). 44 3. Risque d’augmentation du phytoplancton toxique Le réchauffement climatique pourrait permettre un développement de certaines espèces phytoplanctoniques toxiques. Le développement des activités aquacoles dans les zones marines côtières et lagunaires peut favoriser l’installation de microalgues nuisibles. Dans la région Languedoc-Roussillon, les lagunes de Thau et de Salses-Leucates sont particulièrement concernées par la prolifération de ces espèces toxiques. En effet, le réchauffement climatique et l’intervention de l’Homme (transfert de coquillages, eaux de ballast, aménagement portuaire,..) peuvent contribuer à l’extension de leurs aires de répartition et à leur installation durable en de nombreux sites (DREAL 2011). 4. Risque d’augmentation des malaïgues En été, les lagunes méditerranéennes et notamment la lagune de Thau qui supporte une grande partie de la production conchylicole, sont soumises à des crises anoxiques. La malaïgue est fortement stimulée par l’eutrophisation des lagunes. Elle provoque la dégénérescence des organismes vivants en particulier les moules et les huîtres. Elle survient régulièrement dans les étangs littoraux du Languedoc-Roussillon et sa fréquence risque d’augmenter avec l’élévation de la température moyenne de l’eau (DREAL 2011). 5. Impact sur les activités de pêche et conchyliculture L’impact sur la ressource halieutique est encore mal connu. Les conséquences possibles pourraient être la disparition d’espèces à plusieurs niveaux de la chaîne trophique, avec des effets possibles sur la répartition des espèces commercialisées, la localisation des zones de pêches et la disponibilité relative des stocks. Une autre conséquence serait celle du remplacement d’une partie des espèces actuellement exploitables par d’autres espèces qui demandera une adaptation des professionnels et des consommateurs (DREAL 2011). Cependant, les effets en milieux lagunaires seront surtout importants du point de vue de la conchyliculture. En effet, l’élévation des températures et les risques d’augmentation de pathogènes, de phytoplanctons toxiques ou encore de malaïgue feront émerger des problèmes de productivité qui pourraient remettre en question les zones d’élevage. 6. Impact sur la biodiversité Le changement climatique et en particulier l’augmentation des températures et de la salinité, induiraient une modification phénologique et physiologique des organismes. Une anticipation de la floraison phytoplanctonique et une augmentation de la production primaire dues à l’augmentation de la température ont été mises en évidence dans une étude réalisée dans le cadre du projet UVTEMP (PNEC 2008). En zones humides les roselières seraient particulièrement menacées par une augmentation de la salinité (Romani et al. 2008). D’après certains auteurs, une modification de la diversité et de l’abondance de certaines espèces pourrait être observée. L’apparition de nouvelles espèces plus tolérantes ou d’espèces invasives dotées de fortes capacités d’adaptation serait responsable de cette modification de la composition des communautés. L’aire de répartition des espèces pourrait être modifiée avec migration des espèces du sud vers le nord. En effet, certaines espèces telles que la phanérogame Zostera marina possèdent leur limite sud de répartition au niveau de la mer 45 méditerranée. On peut donc se demander si cette espèce sera capable de s’adapter ou disparaitre des lagunes (De Wit ). Un autre aspect du changement global, est l’acidification des océans due à l’augmentation de la teneur en CO2 dans l’atmosphère. Une diminution du pH de l’eau (prévu à 7,9 pour 2100) peut avoir des conséquences sur les organismes (De Wit et al. 2010), en particulier les espèces utilisant des processus de biocalcifications pour former des structures calcaires (coquilles, tests, otolithes). Cependant, les lagunes peu profondes présentant des sédiments calcaires, comme on peut en trouver en région Languedoc-Roussillon, ont la capacité de tamponner cet effet du pH par dissolution des carbonates de calcium (De Wit ). Lacunes identifiées: Vulnérabilité des espèces et des communautés des milieux lagunaires au changement climatique (élévation de la température, UV, salinité, acidification, etc.) et impact sur les réseaux trophiques et conséquences de l’évolution des cortèges d’espèces sur les référentiels des indicateurs d’état. Evolution des espèces invasives, toxiques et pathogènes Impacts des changements hydrologiques sur les peuplements de macrophytes et de poissons IV. PRECONISATION DE GESTION Un certain nombre de préconisations de gestion pour la conservation des milieux lagunaires face au changement climatique ont été mises en évidence. Ces préconisations ont été reportées ci- dessous : Permettre au milieu de s’adapter naturellement Les lagunes se sont formées pendant des périodes de montée du niveau de la mer. Ainsi, les écosystèmes lagunaires ont une capacité naturelle à s’adapter et à se reconfigurer dans le paysage littoral pendant les périodes de montée du niveau de la mer si les stocks sédimentaires et les courants littoraux permettent la migration des lidos vers l’intérieur des terres. Ce processus s’accompagne par la submersion des zones humides périphériques des lagunes. En l’absence de contraintes physiques, de nouvelles zones humides pourraient se créer. Cependant, dans le contexte actuel d’un littoral fortement urbanisé et artificialisé ces processus d’adaptations et de reconfiguration sont contraints. Il est donc primordial de réfléchir au retrait stratégique des infrastructures pour que le milieu naturel puisse migrer vers l’intérieur des terres (Romani et al. 2008). Favoriser la capacité des espèces et des habitats côtiers à réagir au changement climatique Les mesures destinées à améliorer la résilience et la connectivité des sites par la promotion de la « cohérence écologique » du réseau natura 2000 devraient renforcer la capacité d’adaptation des écosystèmes aux changements climatiques (Romani et al. 2008) Déplacer les sources de pollution potentielles Il serait important d’étudier les risques liés aux sources potentielles de pollution présentes dans les zones à risque de submersion et de veiller à ce que de nouvelles sources polluantes ne soient pas installées (Romani et al. 2008). 46 Assurer une bonne gestion des échanges hydrologiques D’après (Loubet, 2012), les aménagements et la gestion actuelle sur le complexe lagunaire du Vaccarès ne permettraient pas de conserver l’équilibre dynamique actuel du système dans le futur. Dans le contexte d’élévation de la mer et des températures, tous les scénarii dénotent une future salinisation prolongée dans le complexe lagunaire (étude des trajectoires hydrosalines du système dans le contexte des changements globaux via le modèle conceptuel Hydro-CAM). La reconnexion avec le Rhône permettrait d’enrayer cette tendance en favorisant les flux biologiques et le caractère euryhalin, en apportant les sédiments dont le delta est déficitaire. Conserver les barrières naturelles Aider les protections naturelles qui existent déjà, telles que les dunes, à se reconstituer avec des techniques douces (ganivelles) (Durand & Heurtefeux 2006) en évaluant la pertinence des interventions par rapport aux scénarios envisagés. Agir sur les réseaux trophiques Face à l’augmentation des températures, il faudrait améliorer et favoriser les habitats des poissons dans les lagunes afin de maintenir une production importante d’huitre et un équilibre durable entre les composants des réseaux trophiques. Ceci afin d’augmenter la biomasse des larves, des juvéniles et des adultes de poissons dans la lagune qui contrôlent la communauté métazooplanctonique en faveur des communautés phytoplanctoniques, proie essentielle pour les huitres. Cette balance écologique favoriserait la biodiversité dans l’ensemble de la lagune qui aidera certainement à l’établissement d’un équilibre durable dans la lagune de Thau (PNEC 2008). V. PROGRAMMES DE RECHERCHE PNEC (2002-2007): programme national français – Chantier lagunes. Projet UVTEMP , effet du changement climatique sur les réseaux trophiques pélagiques : effets des UV et de la température. Site d’étude = Thau, utilisation de la plateforme MEDIMEER CIRCLE-MED (2007-2011): Climate Impact Research Coordination for a Larger Europe Mediterranean Group. Ce programme visait, à l’échelle du bassin méditerranéen, à mettre à disposition des décideurs et gestionnaires une base de données lagunaire permettant d’optimiser la gestion des écosystèmes côtiers dans la perspective du changement climatique. Deux projets concernant les milieux lagunaires sont issus de ce programme : CLIMBIOMEDNET et MEDCODYN. CLIMBIOMEDNET: site (toutes les lagunes) Ce projet avait pour objectif d’étudier l’influence du changement climatique sur la biodiversité, les biens et les services des lagunes méditerranéennes (inclut toutes les lagunes du pourtour méditerranéen. Constitution de la plus grande base de données disponibles à ce jour sur les écosystèmes lagunaires, (www.circlemednet.unisalento.it). Collecte de données biologiques et physico chimiques (635 lagunes inventoriées). La base de données construite dans le cadre de CLIMBIOMEDNET fournit un outil de choix aux équipes de recherches travaillant sur les lagunes et le changement climatique. Elle apporte un éclairage objectif aux discussions souvent complexes qui prévalent à l’identification des zones protégées. Ce sera notamment le cas dans le cadre du projet européen Lifewatch, qui démarre en 2012 avec 47 l’objectif d’anticiper les impacts du changement climatique sur le fonctionnement et la biodiversité des lagunes méditerranéennes et d’identifier les zones de conservation prioritaires (Basilico et al. 2012). MEDCODYN : Caractérisation de la vulnérabilité des écosystèmes côtiers aux changements climatiques et anthropiques. Exploration et mesures. Partenaires français : Tour du Valat (3 sites d’études dont un en France : l’étang de Vaccarès). 3 objectifs : Collecte et synthèse des informations disponibles au sein d’une base de données centralisant des paramètres biochimiques et climatiques. Analyse de la vulnérabilité au moyen de modèles numériques Identification de mesures d’adaptation au changement climatique La base données MEDCODYN (www.medcodyn.unisi.it) est un outil opérationnel qui reprend différents paramètres tels que les changements des stocks de poissons, des populations d’oiseaux, du pH, de la salinité, de l’oxygène dissous, la vitesse du vent, température de l’eau, précipitation. Cet outil est utilisé pour analyser les tendances temporelles des paramètres chimiques, biologiques et physiques. Ce projet a participé au développement de modèles permettant selon différents scénarios de gestion de connaître les impacts potentiels du changement climatique sur les écosystèmes (ex : développement d’un outil de modèles hydrodynamique sur Vaccarès). La définition des scénarios et les méthodologies développées sur les 3 sites d’études pour analyser les conséquences sur les paramètres et services écosystèmiques sont applicables dans tout le bassin méditerranéen. (Basilico et al. 2012). Explore 2070 (2010-2012) : Élaboration et évaluation de stratégies d’adaptation face à l’évolution des hydrosystèmes et des milieux côtiers dans un contexte de changement climatique à l’horizon 2050-2070. Projet porté par le Ministère de l’Ecologie en collaboration avec l’ONEMA, Agence de l’Eau, DREAL. MISEEVA (2008-2011): Marine Inundation hazard exposure modelling and Social, Economic and Environmental Vulnerability Assessment in regard to global changes. (ANR VMC 2007). Ce projet avait pour objectif de définir la vulnérabilité du système côtier à la submersion marine, dans un contexte de changement global, aux échéances 2030 et 2100 (Vinchon et al. 2010).Coordonné par le BRGM. Une étude a été réalisée sur l’exposition du littoral languedocien aux submersions marines dans un contexte de changement climatique aux horizons 2030 et 2100. Les submersions exceptionnelles atteindraient la bordure nord des étangs. (D’ici 2100). CIIMB (2010-2014) : Changements induits par le Climat sur l’Hydrologie des Bassins Versants Méditerranéens. Réduction des incertitudes et quantification des risques par un dispositif intégré de suivi et de modélisation Le projet CLIMB vise à réduire les incertitudes des modèles climatiques, hydrologiques et socio-économiques par l’implémentation d’un outil d’analyse intégrée des risques sur 7 sites d’étude dont l’étang de Thau. L’Université de Tours coordonne un workpackage et un site d’étude. CLIMB et 2 autres projets indépendants du FP7 également concentrés sur les impacts du changement climatique sur la ressource en eau pouvant représenter une menace pour la sécurité, WasserMed et CLICO, ce sont rapprochés afin d’augmenter le niveau d’expertise pour la Région Méditerranéenne. 48 RESPONSE (2003-2006) : Répondre aux risques induits liés au changement climatique. Ce projet a été mené par le Centre pour l'Environnement Côtier du Conseil de l'Ile de Wight (Royaume Uni). Il s’appui sur une méthodologie permettant d'évaluer les aléas et les risques contemporains et futures auxquels la côte est exposée. L'évaluation des aléas et des risques a été effectuée grâce à la production d'une série de cartes à l'échelle régionale. Ces cartes permettent d’anticiper et de dimensionner le changement côtier futur et peuvent aider les autorités responsables et les décideurs à cibler les ressources de manière efficace. Les projections des aléas et des risques futurs sont basées sur la sensibilité des facteurs géomorphologiques, géologiques et anthropogéniques dans la zone côtière, au regard de différents scénarios de changement climatique. En France, le projet a conduit à étudier les secteurs de vulnérabilité potentiels sur le littoral Languedoc Roussillon. Programme IMPLIT (-2007) : Mené par le CEREGE, il a porté sur l’impact des évènements extrêmes (tempêtes et surcotes) sur les hydro-systèmes du littoral méditerranéen dans le cadre du changement climatique. En PACA, une étude a été menée par le BRGM sur les phénomènes de submersion marine sur le littoral de la commune de Saintes-Maries-de-la-Mer. Elle est complétée par le projet : Gestion Intégrée d’une Zone humide littorale méditerranéenne aménagée : la CAMargue (GIZCAM) qui vise à étudier comment la Camargue évoluera dans le contexte du changement climatique global. VI. ACTEURS CLES Université de Montpellier II - de witt Rutger (Equipe : Benthos et ses interactions avec le Pélagos-ECOSYM) - Mostajir Bezhad (Equipe : Réseaux Planctoniques et Changement Environnemental. ECOSYM) - Vidussi Francesca (Equipe : Réseaux Planctoniques et Changement Environnemental. ECOSYM) Tour du Valat - Grillas Patrick - Chauvelon Philippe - Boutron Olivier Université de Perpignan - Certain Raphael (spécialiste en Dynamique sédimentaire littorale-CEFREM) 49 VII. BIBLIOGRAPHIE Basilico L, Mojaïsky M & Imbard M, 2012. Changement climatique et littoral méditerranéen: comprendre les impacts, construire l’adaptation. Synthèse des programmes de recherche CIRCLE-Med 2008 2011. Bouvy M, Bettarel Y, Bouvier C, et al., 2011. Trophic interactions between viruses, bacteria and nanoflagellates under various nutrient conditions and simulated climate change. Environmental Microbiology, 13(7):1842-1857. Chauvelon P, 2008. Histoires d’eau, de sel, et de sable...Quel avenir pour la Camargue? (5960):13-15. de Wit R, Biodiversity of Coastal Lagoon ecosystems and their Vulnerability to Global Change. de Wit R, Mostajir B, Trousselier M & Do Chi T, 2010. In Lagoons: Biology, Management and Environmental Impact Chapters. Environmental Management and Sustainable Use of Coastal Lagoons Ecosystems. Nova Science Publishers, Inc. ed., Adam G.Friedman. DREAL, 2011. Schéma Régional du Climat, de l’Air et de l’Energie (SRCAE) du LanguedocRoussillon. Etat des lieux des effets attendus du changement climatique en région. (Document de travail). Durand P & Heurtefeux H, 2006. Impact de l’élévation du niveau marin sur l’évolution future d’un cordon littoral lagunaire: Une méthode d’évaluation. Exemple des étangs de Vic et de Pierre Blanche (littoral méditerranéen, France). Zeitschrift Fur Geomorphologie, :221-244. Fabre J, 2012. Bilan des connaissances relatives aux impacts du changement climatique sur les bassins Rhône, Méditerranée et Corse. AERMC, Ferrer P., et al. 2010. The late Holocene sediment infilling and beach barrier dynamics of the Thau lagoon (Gukf of Lions, Mediterranean Sea, SE France). Bulletin Soc.Geol.FR., 181, 197-209. GIEC, 2007. Climate Change 2007: The Physical Science Basis. Summary for Policymakers. Contribution of Working Group I to the Fourth Assessment Report of the Intergovernmental Panel on Climate Change. Giorgi F, 2006. Climate Change hot-spots. Geophysical Research Letters, 23(8707). Hérivaux C, Maton L, Agenais AL, et al., 2010. Evaluation économique des dommages liés à l’élévation du niveau de la mer: démarche générale et application à la région Languedoc-Roussillon. In , BRGM. BRGM Orléans, Loubet A., 2012. Modélisation de l’Hydrosystème Vaccarès : contribution à une gestion adaptative des ressources en eau dans le delta du Rhône, France. Thèse de l’Université de Provence, Ecole doctorale : Sciences de l’environnement, Spécialité : Géosciences et Environnement. 333 pages. 50 PNEC, 2008. Rapport d’activité du chantier “Lagunes Méditerranéennes”. Programme National Environnement Côtier (PNEC). Programme Ecosphère Continentale et Côtière (EC2CO) (2002-2007). Romani M, Belair C & Carreno M, 2008. Répondre à l’élévation du niveau de la Mer en Languedoc-Roussillon. DIREN Languedoc Roussillon, Vidussi F, Mostajir B, Fouilland E, et al., 2011. Effects of experimental warming and increased ultraviolet B radiation on the Mediterranean plankton food web. Limnol. Oceanogr, 51(1):206-218. Vinchon C, 2006. Response of the Coastline to Climate Change. Specific Report for the RESPONSE Project LIFE-Environment Program:Evolution of coastal risk (erosion and marine flooding) on the Aquitaine and Languedoc-Roussilllon pilot regions.Final report. VRGM/RP-54718-FR. Vinchon C, Agenais AL, Balouin Y, et al., 2010. MISEEVA: Vulnérabilité du système côtier à la submersion marine_Hypothèses et scénarions transdisciplinaires pour évaluer une vulnérabilité future dans le cadre d’un changement global. In: Recueil des acte, BRGM. Recueil des actes, BRGM Orléans. Yates M, Le Cozannet G & Balouin Y, 2010. Etat des connaissances sur les effets potentiels du changement climatique sur les aléas côtiers en région LangudecoRoussillon.Janvier 2011. BRGM. 51 52 Phytoplancton toxique En résumé… Il existe des milliers d’espèces phytoplanctoniques dans le milieu marin. Ces microalgues constituent les premiers maillons de la chaîne trophique. Or, 2 % de ces espèces sont toxiques. Certaines sont toxiques pour la faune et d’autres s’accumulent dans les organismes qui les consomment (coquillages, certains poissons) et deviennent alors impropres à la consommation par l’Homme. Depuis 1984, ces espèces phytoplanctoniques toxiques sont suivies par le réseau REPHY d’Ifremer. Certaines de ces espèces sont présentes en milieux lagunaires. Espèces toxiques pour les consommateurs Trois genres sont suivis par le REPHY : Alexandrium (toxine paralysante) ; Dinophysis (toxine diarrhéique) ; Pseudo-nitzschia (toxine amnésiante) Des efflorescences d’Alexandrium ont été observées dans les étangs de Thau et de Salses-Leucate. Des efflorescences de Dinophysis se sont produites dans les étangs de Salses-Leucate, Diane et Urbino. De nombreuses études ont été menées sur Alexandrium afin de mieux comprendre sa biologie et l’origine de ses efflorescences. Du fait de la difficulté de le maintenir en laboratoire, le cycle de vie et les efflorescences de Dinophysis sont encore mal connus. Une nouvelle espèce de dinoflagellés productrice de pinnatoxines, se développant jusqu’à présent dans l’étang d’Ingril fait l’objet d’études dans le cadre notamment d’une thèse depuis 2011. Espèces toxiques pour la faune Trois espèces phytoplanctoniques toxiques pour les poissons ont fait l’objet d’efflorescences dans les milieux lagunaires. Gymnodimium sp. Gyrodinium corsicum ont entraîné plusieurs cas de mortalités dans les élevages aquacoles de Diane tandis que Prorocentrum minimum a été responsable de mortalités de poissons dans l’étang de Berre en 1987 et est actuellement présent dans la lagune de Biguglia. Ces espèces restent aujourd’hui une menace potentielle pour les lagunes méditerranéenne. Zones géographiques étudiées Toutes les lagunes méditerranéennes sont suivies par le REPHY. Le genre Alexandrium fait l’objet de nombreuses études dans la lagune de Thau. Lacunes identifiées Manque de connaissances sur l’origine de ces espèces phytoplanctoniques toxiques, sur les causes de leur efflorescence ainsi que sur leur cycle biologique et leurs interactions/impacts sur les organismes. Manque de connaissances en Méditerranée sur les contaminations biologiques portuaires relatives aux espèces exotiques importées par les eaux de ballast. 53 I.INTRODUCTION Il existe des milliers d’espèces phytoplanctoniques (3400 à 4000) dans les eaux marines mondiales. Ces microalgues, organismes autotrophes, sont à la base de la chaîne alimentaire dans les écosystèmes marins. Parmi les nombreuses espèces constituant le phytoplancton, certaines produisent des toxines, appelées « phycotoxines ». Au niveau mondial, le nombre d’espèces toxiques a été estimé à 70, c'est-à-dire 2 % du nombre total. Elles appartiennent majoritairement à la classe des Dinophycées (Sournia 1995). Certaines espèces de microalgues toxiques sont considérées comme invasives (avec classement par l’IUCN). Elles connaissent une expansion inquiétante. Depuis 1970, 5 fois plus de zones ont été touchées par des efflorescences toxiques de type PSP (Paralytic Shellfish Poisoning) associées au genre Alexandrium (Glibert et al., 2005). On distingue deux types de phytoplanctons toxiques, ceux qui sont directement toxiques pour la faune et ceux dont les toxines s’accumulent dans les organismes qui se nourrissent de phytoplancton (coquillage, certains poissons, …). Dans ce dernier cas, lorsque ces organismes accumulent trop de toxines, ils deviennent impropres à la consommation humaine. Cette fiche a pour objectif de présenter l’état actuel des connaissances concernant les espèces phytoplanctoniques présentes dans les lagunes méditerranéennes françaises présentant un risque d’un point de vue sanitaire et celles ayant un effet néfaste sur la faune. II. LES ESPECES TOXIQUES PRESENTES DANS LES LAGUNES Il existe à l’heure actuelle un réseau de surveillance du phytoplancton et des phycotoxines (REPHY) qui fut créé par l’Ifremer en 1984 suite à l’observation de nombreuses intoxications de type diarrhéique dûes au genre Dinophysis chez les consommateurs de coquillage en 1983 et 1984, sur les côtes bretonnes (Belin & Raffin 1998). Le REPHY a pour objectifs : - d’observer l’ensemble des espèces phytoplanctoniques des eaux côtières et lagunaires, et recenser les événements tels que les eaux colorées, les efflorescences exceptionnelles et les proliférations d’espèces toxiques ou nuisibles pour la faune. - de surveiller les espèces produisant des toxines dangereuses pour les consommateurs de coquillages. 1. Les espèces toxiques pour les consommateurs Les genres phytoplanctoniques ayant un effet sur la santé des consommateurs actuellement surveillés dans le cadre du réseau REPHY sont : Alexandrium, Dinophysis et Pseudo-nitzschia. a. Alexandrium Malgré des configurations variables d’une année sur l’autre, les efflorescences d’Alexandrium peuvent être régulièrement observées sur l’ensemble du littoral LanguedocRoussillon et en particulier dans les lagunes de Thau et de Salses-Leucate (Ifremer). Dans l’étang de Thau, la première efflorescence toxique d’Alexandrium catenella est apparue en 1998. L’analyse des ribotypes a précisé alors que les souches appartenaient à l’espèces A. catenella du clade Asie Tempéré (TA) (Lily et al., 2002). Masseret et al,. 2009 ont montré 54 pour la première fois grâce à l’utilisation de marqueurs microsatellites, qu’à l’intérieur de ce clade TA existaient trois lignées distinctes, une française et deux asiatiques. A catenella a été à l’origine d’une interdiction temporaire de commercialisation des coquillages. En effet, ces microalgues ont la particularité de produire des toxines paralysantes, (saxitoxines et dérivées) responsable du syndrome PSP (Paralytic Shellfish Poisoning)) qui, concentrées dans la chair des coquillages représentent un risque pour le consommateur. De nombreuses études ont été menées sur cette espèce afin de mieux comprendre son cycle biologique et l’origine de ses efflorescences. Ces dernières ont lieu principalement au printemps et à l’automne (Ifremer, Equipe ETDA, laboratoire ECOSYM Montpellier II, programme PNEC). Alexandrium présente un cycle de vie particulier, avec une phase pélagique et une phase benthique. En effet, lors de périodes environnementales défavorables, cette espèce est capable de rester en dormance dans le sédiment sous forme de kystes. La germination de ces kystes lors de périodes favorables conduit alors à des proliférations massives. De plus, cette espèce est capable d’utiliser différentes sources organiques pour sa croissance grâce à différents processus : l’absorption direct à travers la membrane plasmique (pour l’urée), la dégradation enzymatique dans le milieu extracellulaire (pour le phosphore organique dissous) ou la phagocytose (pour internaliser les cyanobactéries). Elle serait de plus, capable d’utiliser les nutriments azotés la nuit. Ces capacités mixotrophes (capacité d’être autotrophe et hétérotrophe) lui confèrent un avantage compétitif vis-à-vis d’autres espèces phytoplanctoniques (Jauzein 2009). Les données relatives à la croissance, aux conditions environnementales, ont permis de mettre en place un modèle de croissance d’Alexandrium. Le succès de cette espèce réside également dans ses capacités allélopathiques qui lui permettent de contrôler les espèces compétitrices pour optimiser la prise d’éléments nutritifs dans le milieu. A. catenella a aussi des effets négatifs sur la biologie (fécondité, viabilité, ingestion) des copépodes, principaux consommateurs (Laabir 2004). De plus, son enkystement et sa viabilité au sein du tractus digestif et sa germination après transit stomacal chez l’huitre Crassostrea gigas (Laabir et al. 2007) pourrait contribuer au transfert de ces microalgues nuisibles vers une zone non contaminée via le transport des mollusques. Ses efflorescences ont longtemps été associées à des hausses de températures, accompagnées d’une forte teneur en sels nutritifs. Il semblerait que l’apparition d’Alexandrium catenella serait aussi liée à celle d’une picocyanobactérie (souvent Synechococcus) dans des conditions d’une augmentation de température et d’une faible teneur en nutriments dans l’eau (Collos et al. 2009). L’augmentation de température de l’eau entrainerait un développement de ces picocyanobactéries servant de ressources nutritives à Alexandrium dans des conditions défavorables aux autres espèces phytoplanctoniques uniquement autotrophes. Un modèle hydrodynamique couplé à un modèle biologique de cette espèce a permis de tester les facteurs environnementaux qui conditionnent l’apparition des blooms ainsi que le déplacement des populations algales dans la lagune de Thau (Ifremer). b. Dinophysis sp. Ce dinoflagellé est responsable de plusieurs blooms toxiques pouvant avoir des effets diarrhéiques (toxine DSP : Diarrheic Shellfish Poisoning). Ce genre est observé tous les ans dans les lagunes de LR, de PACA et de Corse. Dans la lagune de Salses-Leucate, la commercialisation des mollusques a été interdite plusieurs semaines en 2002 et 2004. Les étangs d’Urbino et Diane ont également été touchés à plusieurs reprises. Il existe encore peu de connaissances quant à l’origine des efflorescences et le cycle biologique de Dinophysis du à la difficulté de le maintenir en laboratoire. Une nouvelle espèce récemment décrite (Nézan & Chomérat 2011) Vulcanodinium rugosum productrice de pinnatoxines fait l’objet 55 actuellement d’études (auto-écologie, cycle de vie et écophysiologie) afin de déterminer les principaux facteurs déterminant son développement dans l’étang de l’Ingril. c. Pseudo-nitzschia Le genre Pseudo-nitzschia appartient à la classe des diatomées. Il possède des toxines (acide domoique) responsables du syndrome ASP (Amnesic Shellfish Poisoning) de type amnésiantes. Depuis une dizaine d’année, cette espèce est observée dans les lagunes méditerranéennes françaises. Bien qu’Alexandrium et Dinophysis soient les deux genres les plus problématiques dans les lagunes méditerranéennes, il existe d’autres espèces toxiques pour la faune qui peuvent apparaître dans les zones de pêches. 2. Les espèces toxiques ou nuisibles pour la faune marine a. Gymnodinium et Gyrodinium Gymnodimium sp. et Gyrodinium corsicum sont très toxiques pour les poissons, ces espèces ont d’ailleurs entrainé plusieurs épisodes de mortalités dans les élevages aquacoles dans l’étang de Diane (Corse) (Nathalie Barré) b. Prorocentrum minimum Prorocentrum minimum, espèce responsable de mortalités de poissons dans l’étang de Berre en 1987 est présente dans les lagunes méditerranéennes, on la retrouve entre autres aujourd’hui dans la lagune de Biguglia en Corse (com. pers. V.Pasqualini). Ce dinoflagellé serait favorisé par de fortes concentrations en nitrates (Daoudi 2011) Il semblerait que les fortes pollutions généralisées comme dans la lagune de Canet-St-Nazaire tout au long de l’année seraient responsables de la rareté des espèces toxiques (Daoudi 2011) Lacunes identifiées : Manque de connaissances concernant l’origine, la biologie de certaines espèces toxiques et leurs interactions avec les autres organismes vivants (de nouvelles espèces de dinoflagellés très toxiques comme Vulcanodinium rugosum poseront surement des problèmes sanitaires, d’où l’importance de mieux les connaître). Manque de connaissances en Méditerranée sur les contaminations biologiques portuaires relatives aux espèces exotiques importées par les eaux de ballast (cf CAR/ASP, convention de Barcelone). 56 III. LES PROGRAMMES DE RECHERCHE PNEC. (2001-2002). «Study of Alexandrium catenella cysts». Coordinateur Mohamed Laabir PNEC (2002-2007). Atelier « Bloom algales toxiques ». Déterminisme et efflorescences toxiques : Alexandrium, Dinophycée toxique dans l’étang de Thau. - Identifier les facteurs environnementaux qui favorisent le bloom. (Responsable André Vaquer. ECOSYM Montpellier II) SURVITOX (2006-2007). « Capacities of encystment, survival, germination and toxicity of toxic species after gut transit in the mollusks Crassostrea gigas et Mytilus galloprovincialis ». PNEC. Coordinateur Mohamed Laabir XPRESSFLORAL (2006-2007). « Gene expression in the proliferating cells of Alexandrium catenella producing toxic blooms ». ANR-blanc. Coordinateur Daniel Grzebyk EC2CO-PNEC (2006-2008). Biodiversité des efflorescences du dinoflagellé toxique Alexandrium catenella, structure génétique des populations. Coordinateurs Estelle Masseret et Yves Collos. EC2CO-PNEC (2006-2008). Etude comparée de parasites naturels chez les micro-algues toxiques Alexandrium catenella invasive dans l’étang de Thau (Méditerranée) et Alexandrium minutum invasive dans la Baie de Penzé (Manche). Coordinatrice Laure Guillou. GENOSYNTOX (2007-2009). « Analyses of the pathways implied in the PSP toxins synthesis in the dinoflagellates» , ANR-blanc. Coordinateur : Daniel Grzebyk ECOLAGUNES. SUDOE-Interreg IV B-FEDER. GT5 (2009-2011). Gestion environnementale des zones lagunaires à vocation aquacole: Impact des herbiers sur la prolifération du dinoflagellé toxique Alexandrium catenella. Coordinateur Conseil général de l’Hérault (34) EC2CO 2010 (2010-2012). Diversité des banques de kystes du complexe Alexandrium tamarense (Dinoflagellés) en Méditerranée : implications dans la dynamique d’invasion.. Coordinatrice : Estelle Masseret. INVALEX. FRB 2009 (2010-2012). Dynamique de l'invasion du complexe Alexandrium tamarense (Dinoflagellé) en Méditerranée.. Coordinatrice : Estelle Masseret. GigaTox (2011-2013). Identification chez Crassostrea gigas, de gènes marqueurs de contamination par les toxines produites par le dinoflagellé Alexandrium catenella. Coordinateur : Jean-Luc Rolland (Ifremer) 57 IV. ACTEURS CLES Ifremer - Abadie Eric (LER/LR. Station de Sète) Université de Corse - Pasqualini Vanina Université Montpellier II - Bec Béatrice, Collos Yves, Grzebyk daniel, Laabir Mohammed, Masseret Estelle, (Equipe ETDA : Efflorescence toxiques, diversité algale- Laboratoire ECOSYM) - Rolland Jean-Luc (Equipe RIME : Réponses Immunitaires des Macroorganismes et Environnement- Laboratoire ECOSYM) V. BIBLIOGRAPHIE Belin C & Raffin B, 1998. Les espèces phytoplanctoniques toxiques et nuisibles sur le littoral français de 1984 à 1995, résultats du REPHY (réseau de surveillance du phytoplancton et des phycotoxines). Ifremer. Collos Y, Bec B, Jauzein C, et al., 2009. Oligotrophication and emergence of picocyanobacteria and a toxic dinoflagellate in Thau lagoon, southern France. 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Lavoisier. 59 60 Espèces envahissantes En résumé… De part ses activités (navigation, conchyliculture, pollution, etc.), l’Homme est responsable de l’introduction ou du développement de certaines espèces dans les milieux aquatiques. Dans certains cas, ces espèces vont être capable de proliférer et dominer le milieu au détriment des espèces compétitrices indigènes, on parle alors d’espèces « envahissantes ». On recense à l’heure actuelle quelques cas d’invasions d’espèces dans les milieux lagunaires méditerranéens. Le Cascail Le cascail (Ficopomatus enigmatus) est une espèce introduite qui se développe en lien avec l’eutrophisation et les variations brusques de salinité. On retrouve une prolifération importante de cette espèce dans l’étang de l’Or, de Méjean et de Campignol. Il présente un impact sur la circulation de l’eau et les activités de pêche et favorise le comblement. Le seul moyen de lutte est de limiter les apports organiques à la lagune et de supprimer certains massifs. Le plancton gélatineux Le plancton gélatineux tel que le cténaire Mnemiopsis leidyi, pose actuellement des problèmes de prolifération dans la lagune de Bages-Sigean. Cette espèce est présente également dans l’étang de Berre, mais absente dans l’étang de Thau. Le projet GELAMED, vise à suivre le plancton gélatineux dans ces 3 lagunes, afin d’identifier les espèces à l’origine de prolifération et de connaître leur origine et les raisons de cette prolifération. Les macroalgues - Valonia aegagropila, espèce dont l’origine n’est pas connue, prolifère au nord de la lagune de SalsesLeucate. Elle se développe au niveau des zones d’herbiers de type Zostera noltii. Une distribution spatiale et temporelle de cette espèce a été réalisée, et la physiologie de cette espèce mieux connue. Son succès provient entre autres de sa reproduction végétative. Elle se développe dans les milieux plutôt oligotrophes. - Un inventaire réalisé sur Thau recense 45 espèces introduites dont 10 seraient potentiellement envahissantes. Ces espèces auraient été introduites via les transferts d’huîtres et de naissains pour la conchyliculture. La majorité de ces espèces sont fixées sur des substrats durs (tables conchylicoles). Elles ne présentent pas à l’heure actuelle un enjeu majeur car aucune prolifération n’est observée à ce jour. Zones géographiques étudiées Les lagunes Languedociennes (en particulier Thau, Salses-Leucate, Bages) et PACA (Berre). Lacunes identifiées Peu de suivi des espèces introduites et de leur impact sur la qualité écologique des lagunes. Peu de connaissances sur les causes des proliférations du plancton gélatineux (en cours GELAMED). Peu de connaissances sur l’évolution des espèces (introduites ou non) dans un contexte de changement climatique. 61 I. INTRODUCTION L’Homme, de par ses activités peut favoriser l’apparition et le développement de certaines espèces dans les milieux aquatiques. Parmi les espèces introduites accidentellement ou volontairement par le biais d’activités telles que la conchyliculture ou via les eaux de ballast, certaines sont potentiellement envahissantes. Ces espèces introduites vont soit enrichir les communautés présentes soit proliférer et dominer les espèces compétitrices autochtones ; on parle alors d’espèces « envahissantes » (ou invasive en anglais). Cependant, l’impact de l’Homme ne se limite pas à des introductions d’espèces. Ses actions sur les paramètres physico-chimiques des milieux (eutrophisation, pollution, hydrologie) induisent une sélection naturelle dont seuls les organismes physiologiquement adaptés tireront avantage au détriment des autres. Dans ce contexte, le terme d’espèce « envahissante » n’est pas exclusivement réservé aux espèces introduites, mais peut-être attribué à des espèces autochtones qui peuvent proliférer lorsqu’un déséquilibre du milieu se produit. II. LES MACROALGUES A l’heure actuelle des études ont montré que les principaux vecteurs d’introductions de macroalgues sont : les transferts de coquillages et de naissains pour la conchyliculture, le trafic maritime ou encore l’aquariophilie. Il existe aujourd’hui un guide de reconnaissance et de suivi des macrophytes des lagunes du Languedoc-Roussillon (Lauret et al. 2011). Celui-ci identifie quand c’est le cas, les algues introduites et celles potentiellement envahissantes 1. Cas de la lagune de Thau L’étang de Thau se révèle comme un des plus importants sites d’introduction de macroalgues marines en Méditerranée. Lors des inventaires floristiques réalisées dans l’étang de Thau (dans le cadre du projet PNEC et ALIENS) un total de 196 espèces ont été identifiées dont 45 étaient des espèces introduites (Verlaque 2001). La raison la plus probable de cette situation est le transfert d’huîtres qui apparaît, comme le principal vecteur d’introduction de macrophytes en Méditerranée (Mineur et al. 2007). Actuellement, les substrats durs de l’étang sont dominés par les espèces exotiques, au détriment des algues indigènes. La présence de supports solides voués à l’élevage conchylicole favorise la richesse spécifique via la fixation de certaines espèces qui ne sont habituellement pas présentes en milieu lagunaire. Parmi ces espèces introduites une dizaine est potentiellement envahissante. A l’heure actuelle, ces espèces n’ont pas envahi le milieu et ne représentent pas un enjeu majeur sur cette lagune même si il faut rester vigilant face à cette menace en particulier dans un contexte de changement climatique. Il est à noter que Thau est également un important centre d’exportation de mollusques vivants vers d’autres sites aquacoles français ou étrangers. Par conséquent, les nombreuses macroalgues exotiques qui se sont acclimatées à Thau, ont une forte probabilité d’être transférées ailleurs en Europe et dans d’autres pays méditerranéens. Le devenir de ces espèces en Méditerranée et en Europe reste imprévisible (Verlaque 2001). 2. Cas de la lagune de Salses-Leucate Depuis 1980, une expansion de la macroalgue verte Valonia aegagropila est observée dans l’étang de Salses-Leucate. En 2004, elle était présente, avec de fortes biomasses, sur la presque toute la moitié nord de la lagune. Cette algue se développe principalement dans les 62 zones d’herbiers de type Zostera noltii. Outre la gêne qu’elle représente pour les activités de pêche (colmatage et remplissage des filets), son développement massif pourrait mettre en péril les herbiers à zostères. La formation de tapis dense peut également créer des perturbations de la macrofaune benthique, notamment au niveau des espèces exploitées (palourde). L’étang de Salses-Leucate n’est pas eutrophisé, les peuplements macrophytiques dominants sont de type climax (herbiers de phanérogames) et les espèces opportunistes et eutrophiles sont peu abondantes. Le déterminisme de cette algue serait lié à sa spécificité morpho-anatomique et sa reproduction de type végétative (fragmentation de thalles). De plus, cette algue présente des variations de densité qui la rend sensible aux processus hydrodynamiques (accumulation dans certaines zones, échouage,…). Le travail réalisé par (Cesmat 2006), a permis d’explorer les capacités adaptives physiologique de cette espèce aux conditions environnementales de l’étang et de mettre à jour les fonctionnements de la dynamique spatio-temporelle de la population via l’utilisation du modèle hydrodynamique MARS 3D couplé au modèle biologique de l’algue. Ces travaux ont montré une forte adaptation de cette algue à évoluer dans un milieu pauvre en phosphore et une croissance annuelle de la biomasse totale contrôlée par les apports hivernaux en sels nutritifs dans la lagune. Il a été montré que la dynamique de cette algue était fortement reliée à l’herbier de zostère. Cependant, le risque de colonisation de l’herbier à Zostère de la partie sud de la lagune reste limité. Une diminution des apports nutritifs au nord de la lagune permettrait de ne pas accroître les capacités de croissance de cette algue (Cesmat 2006). Aujourd’hui on ne connaît pas l’origine de cette algue. III. LE CASCAIL Le cascail (Ficopomatus enigmatus), est un ver constructeur marin qui serait d’origine australienne. Il fut découvert pour la première fois en 1921 dans un canal du nord de la France, il est aujourd’hui présent dans toute l’Europe (Ifremer). Introduit par les ballasts des bateaux il y a près d’un siècle, sa prolifération actuelle sur les lagunes de Languedoc Roussillon pose quelques problèmes aux activités traditionnelles. Le cascail est un organisme colonial qui fabrique un tube calcaire et qui peut s’agglomérer pour former des récifs de plusieurs mètres de diamètre. Il se nourrit de fortes quantités de matières organiques et est caractéristique de milieux eutrophisés ou présentant de brusques variations de salinité (dessalures favorables à la reproduction de l’espèce - Wilke, 2004). Ces massifs peuvent induire une limitation des circulations hydrauliques au sein de la lagune, accélèrer le phénomène de comblement. Le cascail n’est pas réparti de façon homogène sur la région du Languedoc-Roussillon. Quelques sites spécifiques comme l’étang de l’Or, du Méjean et de Campignol connaissent des proliférations importantes (Costa 2005). La gestion des problèmes d’eutrophisation (limitation des apports organiques à la lagune) couplée à l’enlèvement de certains de ces massifs pour restaurer la circulation hydraulique sont les seules mesures efficaces pour venir à bout de ce problème (Pôle Relais Lagunes Méditerranéeennes 2008). IV. LE PLANCTON GELATINEUX Certaines espèces d'organismes gélatineux prolifèrent de plus en plus en milieux lagunaire et côtier. Ces proliférations perturbent la diversité et le fonctionnement des écosystèmes pélagiques et posent de nombreux problèmes pour les activités anthropiques. En effet, certaines espèces comme le cténaire Mnemiopsis leidyi, pose actuellement problème aux 63 pêcheurs de Bages-Sigean. Cette espèce originaire de la côte Est de l’Amérique, fut introduite accidentellement en mer Noire au début des années 80 via les eaux de ballast. Le succès de l’invasion de cette espèce serait probablement du à l’efficacité de capture de ses proies (Colin et al. 2010). Cette espèce est actuellement présente dans les étangs de Berre et de Bages, mais est absente dans la lagune de Thau (Bonnet 2010). En cas de prolifération dans Thau, ces cténaires pourraient bouleverser l’équilibre trophique et avoir un impact sur les mollusques bivalves planctonophages. A l’heure actuelle, les origines de ces apparitions massives et ponctuelles ne sont pas encore connues. Le projet GELAMED (2010-2012) propose un suivi spatio-temporel dans ces 3 lagunes (Bages-Sigean, Thau et Berre) ainsi qu’une identification qualitative et quantitative des organismes planctoniques (de phytoplancton au plancton gélatineux) et des paramètres environnementaux afin de déterminer quelles sont les espèces qui prolifèrent dans ces différents sites et quels sont les facteurs environnementaux qui favorisent leur prolifération. V. PROGRAMMES DE RECHERCHE PNEC (2002-2007). Projet 2.3 Espèce introduites. Responsable Thomas Belsher. ALIENS ( ?). Programme européen. Responsable pour la partie Française : Marc Verlaque GELAMED (2010-2012). Le projet GELAMED a pour objectifs au niveau sociétal, de mieux cerner les réelles inquiétudes et problèmes posés aux acteurs du milieu marin par la présence de ces organismes, de caractériser les différents taxa/espèces présentes, leurs rythmes d'apparition saisonniers/interannuels ainsi que leur distribution géographique afin d’établir leurs interactions avec l’environnement. L’échantillonnage est réalisé sur 3 lagunes (Bages-Sigean, Thau et Berre) et à quatre stations côtières, au large de Banyuls, de Sète, de Marseille et de Villefranche-sur-mer. Responsable Delphine Bonnet. VI. ACTEURS CLES Université Montpellier II - Bonnet Delphine (Equipe : Dynamique et Diversité des populations planctoniques – Laboratoire ECOSYM) Université de Marseille - Verlaque Marc (Laboratoire DIMAR) VII. BIBLIOGRAPHIE Bonnet D, 2010. GELAMED (2010-2012) Rapport d’activités 2010. ECOSYM. Cesmat L, 2006. Etude des processus hydrodynamiques et écophysiologiques de la dynamique d’une algue invasive: Valonia aegagropila (C. Agardh) dans la lagune de Salses-Leucate. Universite Montpellier II. 64 Colin SP, Costello JH, Hansson LJ, Titelman J & Dabiri JO, 2010. Stealth predation and the predatory success of the invasive ctenophore Mnemiopsis leidyi. Proceedings of the National Academy of Sciences, 107(40):17223-17227. Costa C, 2005. Atlas des espèces invasives présentes sur le périmètre du Parc Naturel de Camargue. Parc Naturel Régional de Camargue, EME. Lauret M, Oheix J, Derolez V & Laugier T, 2011. Guide de reconnaissance et de suivi des macrophytes des lagunes du Languedoc-Roussillon. Mineur F, Belsher T, Johnson MP, Maggs CA & Verlaque M, 2007. Experimental assessment of oyster transfers as a vector for macroalgal introductions. Biological Conservation, 137(2):237-247. Pôle Relais Lagunes Méditerranéennes, 2008. Mieux gérer les lagunes méditerranéennes. Verlaque M, 2001. Checklist of the macroalgae of Thau Lagoon (Hérault, France), a hot spot of marine species introduction in Europe. Oceanologica Acta, 24(1):29-49. (Dewarumez et al. 2011) Dewarumez J-M, Gevaert F, Massé C, et al., 2011. Les espèces marines animales et végétales introduites dans le bassin Artois-Picardie. UMR CNRS 8187 LOG et Agence de l’Eau Artois-Picardie. 65 66 Pathogènes En résumé… Les micro-organismes pathogènes (virus, bactéries, nématode,…) sont des organismes capables de provoquer une maladie chez l’Homme ou d’autres organismes vivants. - Pathogènes humains : En milieux lagunaires, il existe deux types de microorganismes pathogènes pour l’Homme, les pathogènes allochtones aux lagunes (ex : pathogènes d’origine fécale) et des pathogènes autochtones, c'est-à-dire des microorganismes vivant naturellement dans le milieu marin. Pathogènes allochtones d’origine entérique : Le réseau de surveillance REMI d’Ifremer assure le contrôle de la qualité microbiologique des zones de production de coquillages via le dénombrement de témoins de la contamination fécal : la bactérie Escherichia.coli. Les lagunes présentant une activité conchylicole sont actuellement classées en B. Le contrat de Baie ainsi que le projet OMEGA-THAU ont permis de mettre en évidence que les principales causes d’épisodes de contaminations microbiologiques étaient liées aux évènements pluvieux. En dehors des événements: les rejets urbains non traités, les dysfonctionnements des systèmes de traitement des eaux usées, la multiplication de l’assainissement autonome (pollution diffuse), la cabanisation, les oiseaux et les pénichettes sont responsables des apports en microorganismes pathogènes dans les lagunes. Actuellement, les virus entériques responsables d’intoxications alimentaires via la consommation de coquillages ne font pas l’objet de suivis en routine (pas de réglementation européenne). Ils sont suivis en cas de Toxi-Infections alimentaires collectives (TIAC) impliquant la consommation de coquillages. Des études sont menées au niveau national et européen pour contribuer à l’évolution de la réglementation européenne, afin de proposer des seuils sanitaires concernant les virus entériques. Pathogènes autochtones : Parmi les pathogènes autochtones des milieux lagunaires on peut citer les bactéries Vibrio dont trois sont potentiellement pathogènes humains : V. parahaemolyticus, V. Vulnificus, V. Cholerae. Ces derniers sont responsables d’infections d’origine alimentaire via la consommation de coquillages. - Pathogènes d’organismes aquatiques Dans Thau, en 2011 comme depuis 2007, une mortalité des naissains d’huitres creuses due au virus herpes virus osHV-1 et à la bactérie Vibrio splendidus a été relevée. Chez l’anguille, plusieurs pathogènes comme les parasites Pseudodactylogyrus anguillae et P. bini (monogènes branchiaux), ou Anguillocoloides crassus (nématode de la vessie natatoire) mais également le virus EVEX sont considérés comme ayant des effets négatifs graves sur le succès reproducteur (maturation, migration, reproduction et survie des larves) de l’anguille. Zones géographiques étudiées La lagune de Thau est assez bien étudiée et surveillée du fait de la présence d’activités conchylicoles (10 % de la production nationale d’huîtres). Lacunes identifiées Pathogènes pour la faune : Déterminisme des mortalités des naissains d’huîtres (virus osHV1 et bactérie Vibrio splendidus). - Impact des interactions contaminants chimiques et pathogènes sur les organismes vivants (poissons). Pathogènes pour l’Homme : - Manque de connaissances concernant les virus entériques et les virus Vibrio. - 67 I. INTRODUCTION Les micro-organismes pathogènes (bactéries, virus, protozoaires, etc.) sont des organismes pouvant provoquer des maladies chez les organismes vivants et l’Homme. En milieu lagunaire, les pathogènes humains représentent un enjeu d’un point de vue sanitaire, en particulier dans les zones d’activités conchylicoles. En effet, certains de ces microorganismes s’accumulent dans les coquillages qui sont ensuite consommés et pouvant provoquer des infections d’origine alimentaires. II. PATHOGENES ET IMPACT SANITAIRE 1. Origine des pathogènes a) Pathogènes allochtones aux lagunes Divers microorganismes potentiellement pathogènes peuvent être présents dans les eaux de rejets (Salmonella, Listeria, E. coli, Virus entériques (norovirus, entérovirus, virus de l’hépatite A) etc.). Les sources de contamination sont multiples : eaux usées urbaines, ruissellement des eaux de pluie sur des terrains agricoles, faune sauvage. Aussi, la présence dans les eaux de bactéries ou virus potentiellement pathogènes peut constituer un risque sanitaire. En effet, certains de ces microorganismes sont responsables de maladies chez l’Homme ou ont été impliqués dans des cas d’intoxication alimentaire (Ifremer 2012). Les programmes, PNEC, OMEGA THAU (2007-2010) ainsi que le contrat de baie ont permis de mieux identifier les sources de pollutions microbiologiques sur l’ensemble du bassin versant ainsi que leur transfert, leur impact sur la qualité de l’eau de la lagune de Thau et des cultures marines, en particulier à la suite d’épisodes pluvieux. Un modèle de transfert de la source à l’exutoire entre le bassin versant et la lagune a été mis en place, ainsi qu’un modèle de dispersion des bactéries d’origine fécale (E. coli) dans l’eau. Les évènements pluvieux ont été identifiés comme les principales causes d’épisodes de contamination microbiologique. Des hypothèses ont été émises quant à l’accumulation de pollutions microbiologiques dans les lits des rivières pendant de longues périodes, mais les lieux d’accumulation n’ont pas été identifiés. En dehors de ces événements pluvieux, la contamination microbiologique est attribuée aux rejets urbains non traités, aux pollutions diffuses, et dans une moindre mesure aux dysfonctionnements des systèmes de traitement des eaux usées, à la cabanisation, aux pénichettes ou aux oiseaux (Derolez et al., 2011) La côte du golfe d'Aigues-Mortes est caractérisée par des plages sablonneuses et de nombreuses lagunes entre les villes du Grau du Roi et de Palavas. Un programme financé par Liteau III (MICROGAM) (2007-2012) a permis de quantifier les flux de contamination bactérienne d’origine fécale des bassins versants du Golfe d’Aigues-Mortes. 68 b) Pathogènes autochtones aux lagunes Des pathogènes tels que certaines bactéries du genre Vibrio ont un habitat marin. Un programme « Environnement Santé » financé par l’AFSSET (2006-2009) a permis de montré la présence des trois espèces de Vibrio potentiellement pathogènes pour l’Homme (Vibrio parahaemolyticus, Vibrio vulnificus, Vibrio cholerae), dans l’eau, les sédiments et les coquillages des lagunes de Thau, du Prévost et de Mauguio,… Ces derniers sont responsables d’infections d’origine alimentaire via la consommation de coquillages (Monfort et al., 2009). 2. Qualité de l’eau Les directives européennes sur la qualité des zones de baignades et des zones conchylicoles, imposent un bon état microbiologique de l’eau. Cet état de l’eau est caractérisé par le niveau de présence de microorganismes pouvant induire un risque sanitaire plus ou moins important. Depuis 1989, le REMI, réseau de contrôle microbiologique, a pour objectif d’effectuer la surveillance sanitaire des zones de production de coquillages. Du fait de la présence très irrégulière et de la multitude des microorganismes pathogènes (bactéries, virus, protozoaires) dans les eaux littorales, et de l'absence de technique de routine pour la recherche de virus et de la fixation de normes virologiques, le contrôle sanitaire se fonde sur le dénombrement des bactéries Escherichia coli (E. coli) ou bactérie témoin de contamination fécale. Par leur présence, ces témoins de contamination fécale indiquent la probabilité, mais non la certitude, d'une contamination par des pathogènes de même origine car la présence et le nombre des pathogènes dépendent de l'état de santé de la population responsable de la pollution fécale. A l'inverse, l'absence de témoin n'est pas une preuve de l'absence de risque sanitaire car certains microorganismes pathogènes, en particulier les virus, peuvent survivre plus longtemps qu'E. coli dans les eaux littorales et les coquillages (site Ifremer). La directive européenne fixe des seuils à ne pas dépasser. La réglementation a ainsi défini 4 catégories (A, B, C et D) pour les niveaux de contamination des zones de production de coquillages (cf. figure ci-dessous). Le REMI a pour objectif de surveiller les zones de production de coquillages exploitées par les professionnels, et classées A, B ou C. A l’heure actuelles, les lagunes ayant une zone d’élevage conchylicole sont classées en catégorie B (≥ 4600 E.coli/100g CLI, (Chair et Liquide Intervalvaire) (site envlit Ifremer) (Ifremer 2012). Seuils microbiologiques réglementaires et mesures de gestion associées En 2011, les profils de contamination microbiologique des coquillages des zones de production suivies dans le cadre du REMI restent identiques à ceux observés les années précédentes sur la majorité des zones. La qualité microbiologique des coquillages est moyenne. Plus sensibles aux apports des bassins versants, cinq zones de production de palourdes présentent une qualité microbiologique mauvaise : l’Etang de Gruissan, l’Etang de Grazel, l’Etang de Mateille et l’Etang de Leucate. Deux zones de pêche de palourdes présentent une qualité très mauvaise : la zone des Eaux Blanches (située dans la lagune de Thau) et l’Etang des Capellans (Ifremer 2012) 69 Exigences réglementaires microbiologiques du classement de zone (Règlement (CE) n° 854/20042, arrêté du 21/05/1999 3 pour les groupes de coquillages). Source : Ifremer 2012 b. Lacunes identifiées : Zones d’accumulation des pathogènes dans les lits des rivières pendant les périodes d’étiage. Manque de connaissances concernant les virus entérique (norovirus) et sur l’écologie des bactéries Vibrio pathogènes humains (eaux, sédiments et coquillages). III. PATHOGENES DES ANIMAUX AQUATIQUES Ces dernières années, une forte mortalité des naissains d’huître creuse a été observée à l’échelle nationale. Ces mortalités coïncident avec une infection simple ou multiple au virus osHV1 et/ou à la bactérie Vibrio splendidus (Pernet et al., 2011). Certains parasites peuvent devenir davantage pathogènes lors de perturbations environnementales. Certains poissons comme l’anguille sont sujets à des parasites qui peuvent infester entre autres leur vessie natatoire (nématode Anguillicoloides crassus) et leurs branchies (monogènes Pseudodactylogyrus anguillae et P. bini). Les taux d’infestions bactériennes, virales seraient plus élevées sur les sites pollués. Les contaminants chimiques peuvent induire un stress chez les organismes tels que l’anguille, qui pourraient alors devenir plus sensibles aux pathogènes. Or, très peu d’études ont conjointement pris en compte l’aspect conjugué des pathogènes et des contaminants (Amilhat, 2007, Sasal et al., 2009). IV. PROGRAMMES DE RECHERCHE PNEC, OMEGA THAU, ANR CIEL (cf. Fiches précédentes) MICROGAM (2008-2011). (Modélisation des contaminations bactériennes d’origine fécale 70 du Golfe d’Aigues-Mortes en vue d’une gestion de risques en temps réel). Le projet vise à comprendre les sources de contamination microbienne du Golfe d’Aigues-Mortes, d’en modéliser leur diffusion sous différentes contraintes météorologiques et de contribuer in fine à un outil d’aide à la gestion du risque sanitaire en relation avec les contraintes socioéconomiques. Coordination : Patrick Monfort. V. ACTEURS CLES Ifremer. LER/LR Sète - Derolez Valérie Université Montpellier II. - Monfort Patrick (Equipe pathogènes et Environnements (pathogènes humains). Laboratoire ECOSYM) Equipe Réponse Immunitaire des Macroorganismes Vivants (pathogènes animaux aquatiques). Laboratoire ECOSYM Université Perpignan - Faliex Elisabeth, Amilhat Elsa (CEFREM) VI. BIBLIOGRAPHIE Amilhat E. 2007. Etat de l’anguille Européenne Anguilla anguilla dans le bassin Rhône Méditerranée et Corse : Synthèse bibliographique. Rapport Pôle lagunes et Cépralmar. (BETM) université Perpignan. 88p. Derolez V, Serais O, Caprais MP, Le Saux JC, Messiaen G, (2010). Investigating an avian source of shellfish faecal contaminations in the Thau lagoon (Mediterranean, France). Proceedings of the 7th International Conference on Molluscan Shellfish Safety (ICMSS), Nantes, 14–19 June 2009. http://www.symposcience.org/exldoc/colloque/ART-00002553.pdf Ifremer. 2012a. Réseau de Suivi Lagunaire du Languedoc-Roussillon: Bilan des résultats 2011. Rapport RSL-12/2012. ———. 2012b. Bulletin de la Surveillance de la Qualité du Milieu Marin Littoral 2011. Résultats acquis jusqu’en 2011. Laboratoire Environnement Ressources du Languedoc-Roussillon: Ifremer/RST/LER/LR/12.04. Monfort P, Hervio-Heath D, Cantet F, Jolivet-Gougeon A, 2009. Ecologie des Vibrio dans les milieux aquatiques lagunaires : identification des espèces pathogènes et évaluation du risque pour l'Homme. Rapport Final. Programme Environnement et Santé de l'AFSSET. 44p. Pernet et al. 2011. Mortalité massive de l'huître creuse: Causes et perspectives.77p. Ifremer. 71 Sasal et al. 2009. Le Golfe du Lion, un observatoire de l’environnement en Méditerranée. Chapitre 12. “Entre terre et mer; le point sur une situation critique pour l’anguille européenne. Editions Quae SITES INTERNET http://anr-ciel.univ-perp.fr http://envlit.ifremer.fr/surveillance/microbiologie_sanitaire http://www.ifremer.fr/emp/labo-microbiologie/index.htm http://www.ifremer.fr/lerlr/etudes_recherches/OmegaThau.htm 72