Impact (des rejets urbains sur les milieux aquatiques) (HU)

Traduction anglaise : Impacts on receiving waters

Dernière mise à jour : 20/11/2020

Ensemble des conséquences, directes ou indirectes, des rejets sur : (i) le milieu naturel (le biotope), (ii) les espèces végétales et animales qui y vivent ou en dépendent (la biocénose), (iii) les activités qui y sont pratiqués ou qui l'utilisent (les usages).

Évaluation des impacts

La définition précédente paraît simple mais elle recouvre en fait une grande complexité.

Tout d’abord, pour être rigoureux, il est nécessaire de distinguer les effets immédiats des rejets de leurs impacts au sens précédent. Par exemple le rejet peut avoir pour effet d’augmenter la turbidité de l’eau du milieu récepteur, ce qui peut provoquer des impacts divers sur ce dernier (mortalité piscicole du fait du colmatage des ouïes, envasement des fonds, colmatage des frayères, difficultés pour l’abreuvement ou l’alimentation en eau, etc.). Plus encore, les effets directs et les impacts réagissent les uns avec les autres pour former des chaines de causalité qui peuvent être à la fois longues et tortueuses. Par exemple un apport en matières carbonées rapidement biodégradables va entraîner une consommation rapide de l’oxygène dissous. Le manque d’oxygène sera encore plus dangereux pour les poissons si le rejet contient des polluants toxiques et en particulier de l’ammoniac. La présence d’hydrocarbures en surface et l’augmentation de la turbidité, également associés au rejet vont diminuer la photosynthèse, dons la ré-oxygénation du milieu, prolongeant ainsi la crise anoxique, etc..

Sur un autre plan, le terme générique d’impact des rejets recouvre différents phénomènes, dépendant eux-mêmes d'un grand nombre d'éléments : diversité des sources de polluants, des polluants eux-mêmes, des interactions physiques, chimiques et biologiques entre les différents paramètres et enfin diversité des perceptions de la qualité de l'eau et des milieux aquatiques.

Concernant ce dernier point, on peut distinguer deux perceptions différentes de la modification de la qualité des milieux aquatiques et donc des impacts des rejets :

• une perception écologique qui s'intéresse à l'équilibre général de l'écosystème et notamment à celui de la biocénose : le milieu est considéré comme d'autant plus altéré que son état s'éloigne d'un état naturel de référence ; c’est cette définition qui est utilisée par la directive cadre européenne sur l'eau du 23 octobre 2000 ;
• une perception environnementaliste qui s'intéresse aux usages possibles de l'écosystème (fabrication d'eau potable, baignade, pêche, usage récréatif, etc.) : le milieu est considéré comme d'autant plus dégradé que l'altération de sa qualité gène fortement le ou les usage(s) souhaité(s) ; cette définition est celle encore le plus souvent adoptée, parfois implicitement, par le grand public et par beaucoup de techniciens.

Bien que différentes dans leur formulation et dans leur état d’esprit, ces deux perceptions sont cependant étroitement liées. En effet les services environnementaux que peut rendre un écosystème sont totalement dépendants de son équilibre écologique (Chocat et al, 2015).

Quelle que soit la définition retenue, la méthode classique pour quantifier l'impact des rejets sur un milieu aquatique consiste à mesurer la différence entre l'état du milieu perturbé par le rejet et l'état hypothétique du milieu en l'absence du rejet (même si cet état hypothétique, dit état de référence, n’est pas toujours facile à définir).

Éléments déterminant les impacts

La sévérité des impacts est fonction à la fois de la nature des rejets et de la vulnérabilité du milieu au moment où le rejet a lieu. La caractérisation de l'impact nécessite par conséquent une analyse du rejet, du milieu aquatique et de leurs interactions.

Différents types de rejets

Les rejets peuvent se différencier par leur localisation, leur dynamique temporelle ou leur nature.

Localisation des rejets

Concernant ce paramètre, on distingue généralement deux types principaux de rejets :

Les rejets concentrés (point source) : par exemple rejets d’une station d’épuration ou d’une installation industrielle ; Les rejets diffus (non point source) : par exemple les rejets agricoles. Les rejets urbains de temps de pluie par les déversoirs d’orage et/ou par les exutoires pluviaux sont également rattachés à cette catégorie.

Dynamique temporelle

Les impacts dépendent également de la dynamique temporelle des rejets. Par exemple les rejets continus et localisés des stations d’épuration seront différents de ceux des déversoirs d’orage.

Nature des rejets

La nature des polluants contenus dans les rejets ainsi que les quantités déversées sont bien évidemment déterminants sur l’impact. On distingue généralement les familles d’indicateurs suivants :

• Macro-déchets : sacs plastiques, bouteilles, papiers, etc…
• Indicateurs physiques : température, turbidité, pH, etc.
• Indicateurs de pollution carbonées : DCO, DBO, COT, …
• Nutriments : principalement azote et phosphore
• Micropolluants minéraux : principalement métaux toxiques
• Micropolluants organiques : pesticides, solvants, HAPs, résidus de médicaments, …

Vulnérabilité du milieu récepteur

Tous les milieux aquatiques peuvent être impactés par les rejets : nappes, rivières, zones humides, lacs, mers et océans. Leur vulnérabilité est bien sûr différente, mais certains paramètres restent valables pour tous, même s’ils s’expriment de façon différente selon le milieu :

• Capacité de dilution : l’effet d’un polluant dépend généralement de sa concentration ; la capacité du milieu récepteur à le diluer sera donc très importante ; selon qu’il s’agit d’une masse d’eau stagnante ou courante, la capacité de dilution dépendra du volume (ainsi que des conditions de diffusion à l’intérieur de la masse d’eau) ou du débit.
• Capacité de transport : l’effet d’un polluant dépend du temps pendant lequel il agit. Si le milieu a la capacité de se débarrasser du polluant en le transportant vers un autre milieu (par exemple une rivière), sa vulnérabilité sera moindre (en revanche le polluant sera susceptible d’affecter le milieu situé à l’aval ; voir le §…)
• Capacité de dégradation : certains polluants (pollution carbonée, nutriments) peuvent être biodégradés dans le milieu ; cette capacité peut par exemple dépendre de la capacité du milieu à se réoxygéner ;
• Capacité d’inactivation : beaucoup de polluants ne sont pas biodégradables et vont persister dans le milieu ; leur activité peut cependant être réduite, voir totalement disparaître, par exemple s’ils changent de forme physico-chimique où s’ils sédimentent.

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Échelles de temps et d’espace ===

Enfin, principalement dans les rivières, les polluants, de même que certaines des conséquences de leur introduction dans le milieu (par exemple la diminution du taux d’oxygène dissous), ne restent pas confinés à proximité immédiate du point de rejet. Ils se déplacent vers l’aval avec l’écoulement et interagissent avec d’autres rejets provenant d’autres sources.

La pollution par les plastiques est un exemple frappant de ce type de conséquences très fortement décalées dans le temps et dans l’espace. En effet ce sont les océans eux-mêmes qui voient aujourd’hui leur qualité perturbée par des objets qui ont souvent été introduits dans des rivières très en amont des milieux marins et ceci depuis plusieurs décennies.

Il est donc nécessaire de prendre en compte différentes échelles de temps et d'espace en fonction des rejets considérés, des polluants et de leurs effets (Figure 1).

Figure 1 : Échelles de temps (en haut) et d’espace (en bas) des impacts sur les milieux aquatiques ; Source : Aalderink, R.H., Lijklema, L. (1985).

Différents types d'impacts

Les impacts hydromorphologiques

Les rejets peuvent avoir deux impacts hydromorphologiques opposés selon la ntaure et la dynamique du milieu récepteur et selon les positions respectives des points de rejet et des hydrosystèmes étudiés :

• une accélération de l'érosion des berges et du fond associée à l'augmentation du débit et de la vitesse d’écoulement. Cette accélération se traduit par des incisions (le lit de la rivière s'enfonce) (Saul et Blanskby, 2007) qui peuvent elles-mêmes entraîner des déchaussements des digues, des piles de pont ou des fondations des constructions, susceptibles de conduire ces ouvrages à la ruine. Elle provoque également un enfoncement de la nappe d'accompagnement qui peut mettre la végétation voisine de la rivière en péril ;
• une augmentation localisée des dépôts solides qui se matérialise par un envasement de certaines parties du milieu aquatique, un colmatage de la zone hyporhéique, la disparition des zones de frayères, dans le cas des rivières une limitation des échanges entre leau de surface et sa nappe d'accompagnement, etc.

En dehors de leurs conséquences écologiques associées à l'appauvrissement des habitats, ces impacts physiques gênent directement la plupart des usages de l'eau : baignade, pêche, irrigation, alimentation en eau, etc.

La désoxygénation des milieux et les chocs anoxiques

L’introduction dans un milieu aquatique de matière organique carbonée facilement biodégradable entraîne une consommation rapide de l'oxygène dissous (Even et al, 2004). Or certains milieux ont tendance à être naturellement sous-oxygénés, particulièrement pendant les périodes estivales. Il peut s'agir soit d'eaux relativement chaudes, soit d'eaux profondes dans lesquelles la stratification thermique conduit à une sous-oxygénation des couches inférieures, soit encore de milieux peu brassés. Ainsi le taux résiduel en oxygène dissous peut tomber en dessous du seuil de survie et entraîner des mortalités piscicoles importantes. A titre d'exemple, dans l'agglomération parisienne, des mortalités piscicoles consécutives à des orages survenaient tous les deux à trois ans dans les années 1980-1990 (Chebbo et al, 1995). La présence d'azote ammoniacal dans les rejets amplifie les conséquences de la désoxygénation en augmentant la vulnérabilité des poissons.

Les effets toxiques à long terme des micropolluants

L’infiltration de l’eau à travers des sols traités constitue la source principale d’apport de pesticides dans les nappes. Les rejets urbains, et en particulier les rejets urbains de temps de pluie, constituent en ce qui les concernent, l'une des sources majeures d’apport aux milieux aquatiques de surface de micropolluants toxiques minéraux, en particulier métalliques (plomb, zinc, cuivre, chrome, nickel et parfois cadmium), ou organiques (ammonium, phénols, surfactants, HAPs, pesticides, etc.). Les concentrations observées restent cependant généralement trop faibles pour provoquer des toxicités aiguës. En revanche, la génotoxicité des RUTP (effets tératogènes et cancérigènes) et son écotoxicité (effet toxique d’une substance qui se manifeste sur l’ensemble d’un écosystème et non sur un individu isolé) sont en revanche bien documentées (Marsalek et al, 2005). Il existe de plus un risque réel d'accumulation dans la chaîne alimentaire de plusieurs familles de toxiques (métaux, pesticides). Cette toxicité chronique se traduit par un appauvrissement des biocénoses (perte de biodiversité, morbidité accrue, etc.). Sur le plan des usages, c'est essentiellement l’alimentation en eau et la pêche qui semble affectée, même si l'on commence à suspecter de possibles effets sur la santé humaine.

L'hyper-eutrophisation

L'hyper-eutrophisation des milieux aquatiques est définie comme une accélération du phénomène naturel d'eutrophisation, liée à des apports extérieurs accrus en nutriments (on devrait d'ailleurs plutôt parler de dystrophie) (Pinay et al, 2018). Ce phénomène, considéré initialement comme un problème spécifique aux plans d'eau, s'avère être également un problème préoccupant pour certains cours d'eau et zones littorales. La responsabilité sembme partagée entre les rejets agricoles (épandage d’engrais ou de lisiers) et les rejets urbains (station d’épuration et rejets urbains de temps de pluie).

La pollution bactériologique et les risques sanitaires

La contamination bactériologique des eaux de surface et des eaux souterraines est susceptible d’affecter la santé humaine. Quatre groupes d'organismes sont susceptibles de jouer un rôle : les virus, les bactéries, les protozoaires et les helminthes (vers parasites). Ces organismes sont associés de façon quasi exclusive à des contaminations d'origine fécale et ne se retrouvent donc normalement que dans les rejets unitaires. Leur présence significative dans les eaux des réseaux séparatifs pluviaux est due pour partie aux raccordements illicites d’eaux usées, et pour partie aux déjections animales (principalement chiens et oiseaux) entraînées par le ruissellement sur les surfaces urbaines. Ils peuvent contaminer les personnes soit par ingestion, soit par contact.

La consommation directe d'eau contaminée constitue l'une des causes principales de maladies dans les pays en développement. Elle est heureusement beaucoup plus limitée dans les pays développés. Le contact ou l'ingestion accidentelle dans les zones de baignade est cependant à considérer (Laplace et al, 2013), (Blanchet et al, 2007). On sait ainsi depuis de nombreuses années que la très grande majorité des contaminations bactériennes des zones de baignade est due à des rejets urbains de temps de pluie. La conchyliculture est également une activité sensible à ce type e pollution. Les coquillages, en filtrant de grandes quantités d'eau, se comportent comme de véritables éponges à polluants. La consommation de coquillages pollués est tous les ans à l'origine de l'intoxication d'un nombre parfois important de personnes. L'interdiction de leur consommation, en application du principe de précaution, provoque des pertes d'exploitation pour les conchyliculteurs.

La pollution par les plastiques

Plusieurs millions de tonnes de déchets plastiques pénètrent chaque année dans les océans, principalement en provenance des grands fleuves (Tramoy et al, 2019). Les organismes vivants peuvent être affectés, soit par des effets directs (par exemple ingestion de déchets plastiques confondus avec des proies), soit par l'exposition à certains produits chimiques véhiculés par les plastiques. En 2020, la part des rejets urbains dans cette pollution est en cours d’évaluation, mais elle est probablement importante, soit du fait des macro-déchets (sacs ou bouteilles en plastique par exemple), soit du fait de microbilles de plastique, issues de produits cosmétiques et de produits de soins du corps, que l’on trouve en grande quantité dans les rejets unitaires.

La pollution visuelle et olfactive

Les pollutions visuelles (présence de flottants, de laisses de crues, d'irisations, turbidité excessive, dégradation des berges et de la végétation rivulaire, etc.) et olfactives sont souvent fortement ressenties par les riverains ou les usagers du milieu. Les impacts les plus forts sont bien sûr associés aux activités de loisirs : promenade, jeux d'eau, baignade, pêche, etc. Ils peuvent fortement altérer l'image de zones pour lesquelles le tourisme est une activité économique importante.

Même si ces pollutions visuelles et olfactives n'ont souvent qu'un impact réel limité sur la qualité des écosystèmes, leur perception parfois aiguë ne doit pas être sous-estimée. Supposés pollués par les usagers et les citoyens, les espaces concernés seront beaucoup moins bien considérés et donc plus facilement altérés. Dans certains pays (Royaume Uni, Allemagne, Suisse par exemple), l’interception des flottants fait partie des obligations de traitement des RUTP (Saul et Blanksby, 200).

Bibliographie :

• Aalderink, R.H., Lijklema, L. (1985) : Water quality effects in surface waters receiving storm water discharges. Proceedings and Informations, TNO Committee on Hydrological Research, The Hague, The Netherlands, 33, pp 143-159.
• Blanchet F., Soyeux E., Deutsch J.-C., De Roeck Yann-Herve (2007). Impact des rejets d’assainissement permanents ou transitoires sur la qualité des eaux de baignade. Techniques Sciences Méthodes, 3, pp 31-41.
• Chebbo, G., Mouchel, J.M., Saget, A., Gousailles, M. (1995) : La pollution des rejets urbains par temps de pluie : flux, nature et impacts. TSM, 11, pp 796-806.
• Even, S., Poulin, M., Mouchel, J.-M., Seidl, M., Servais, P. (2004) : Modelling oxygen deficits in the Seine River downstream of combined sewer overflows. Ecological Modelling, 173(2-3), 177-196. doi: 10.1016/j.ecolmodel.2003.08.019.
• Laplace, D., Jacquet, S., Tavernier, C., Baraize, P., & Guivarch, J. Y. (2013). La gestion des eaux pluviales et l’impact sur la qualité des eaux de baignade à Marseille. Techniques Sciences Méthodes, 5, 75-81.
• Marsalek, J., Jiménez-Cisneros, B.E., Malmquist, P.A., Karamouz, J., Goldenfum, J., Chocat, B. (2005) : Urban water cycle processes and interactions. Paris (France): UNESCO, 6th IHP Report, 88 p.
• Pinay, G., Gascuel, C., Ménesguen, A., Souchon, Y., Le Moal, M., Levain, A., Etrillard, C., Moatar, F., Pannard, A., Souchu, P. (2018). L’eutrophisation : Manifestations, causes, conséquences et prédictibilité. Versailles (France) : Editions Quae, 175 p. ISBN 978-2-7592-2758-7.
• Saul, A.J., Blanksby, J. (2007). CSO Aesthetics and Static Screening Technologies. Proceedings of the World Environmental and Water Resources Congress, Tampa, FL (USA), 15-19 May

Pour en savoir plus :

• Parent-Raoult, C et Boisson, J.-C. (2007) : Impacts des rejets urbains de temps de pluie (RUTP) sur les milieux aquatiques : État des connaissances ; Revue des sciences de l'eau, Volume 20, numéro 2, 2007, p. 163-250.