changement climatique ......................................................... 41

Transcription

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
VII. ACTEURS CLES .................................................................................................. 49
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
VII. ACTEURS CLES .................................................................................................. 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.
 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).
 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).
 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.
 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).
 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.
 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.
 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.
 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)
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la dynamique hydrosédimentaire locale pour la restauration des herbiers. Approche insitu et modélisation. Congrès Lagun’R. Cerege, M2P2, IRPHE.
- Site du RSL: http://rsl.cepralmar.com/
- Site web Ifremer Envlit : http://envlit.ifremer.fr/
16
Contamination chimique
En résumé…
De par leur proximité avec le milieu continental, les lagunes sont soumises à des apports en
contaminants chimiques issues de l’industrie, de l’agriculture et des communautés urbaines. 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.
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).
 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).
 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.
 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
 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)
- 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
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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.
Chapitre XV; “Etat de la contamination des milieux aquatiques par des pesticides en
Languedoc-Roussillon. Synthèse des données de la CERPE”.
Chapitre XIV; “Evaluation de la toxicité globale des sédiments des lagunes du
complexe narbonnais et de l’étang de l’Or”.
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2006. Chapitre XIV; "Etat de la contamination de l'étang de Vendres par des produits
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- GIPREB : http://www.etangdeberre.org/
Congrès Lagun’R « Etang de Berre » : 14 & 15 mars 2011 :
Rigaud S, Radkovitch O, Nerini D, Picon P, Garnier J.M, 2011. Evolution spatiale et
temporelle de la contaminantion des sédiments. Congrès Lagun’R.CEREGE, LMGEMCOM GIPREB.
- Radakovitch O, Rigaud S, Garnier J.M, Strady E, Angeletti B, Moreaux X, et al., 2011. Une
approche écotoxicologique et génotoxicologique des sédiments. Congrès
Lagun’R.CEREGE, IMEP-BBE, ISM2-AD2EM, LBME-EA1784, EPOC, BIAF,
Observatoire océnalolgique de Banyuls sur mer, MMS (nantes), GIPREB.
- Site web Ifremer Envlit : http://envlit.ifremer.fr/
30
Hydromorphologie
En résumé…
Selon la DCE, l’hydromorphologie, au même titre que la physico chimie, est considérée comme
support de la qualité biologique des milieux. Les paramètres hydromorphologiques influençant les
compartiments biologiques (phytoplancton, macrophytes, invertébrés et poissons) sont les paramètres
liés à la dynamique hydrologique, à la dynamique sédimentaire et aux paramètres morphologiques.

Paramètres liés à la dynamique hydrologique
Il existe actuellement des modèles hydrodynamiques (MARS 3D, TELEMAC 3D) appliquées à 6
lagunes. 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.
Globalement, un grand nombre de lagunes méditerranéennes françaises sont ou seront couvertes par
des études concernant les paramètres hydromorphologiques.
 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
 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.
 « 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.
 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
 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
- Dezileau Laurent (Laboratoire Géoscience Montpellier, UMR 5243)
- 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.
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.
 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).
 « 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).
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
- 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
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Durand P & Heurtefeux H, 2006. Impact de l’élévation du niveau marin sur l’évolution future
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et de Pierre Blanche (littoral méditerranéen, France). Zeitschrift Fur Geomorphologie,
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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
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Côtière (EC2CO) (2002-2007).
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à la submersion marine_Hypothèses et scénarions transdisciplinaires pour évaluer une
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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.
Toutes les lagunes méditerranéennes sont suivies par le REPHY. Le genre Alexandrium fait l’objet de
nombreuses études dans la lagune de Thau.
 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)
 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
- 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
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biodiversity. Harmful Marin algal Blooms (Proliférations d’algues marines nuisibles).
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.
Les lagunes Languedociennes (en particulier Thau, Salses-Leucate, Bages) et PACA (Berre).
 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.
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
- 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.
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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.
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).
 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.
 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
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http://www.ifremer.fr/lerlr/etudes_recherches/OmegaThau.htm
72

changement climatique ......................................................... 41

Transcription

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