Outils d’évaluation de la qualité de l’eau

I. 2.2.1. Complémentarité des analyses chimiques et biocénotiques

Les méthodes d'analyses chimiques permettent d'identifier la nature des substances polluantes ainsi que de les quantifier. Toutefois, elles présentent plusieurs d'inconvénients. Dans le cas d’analyses ponctuelles, un problème de représentativité se pose car elles ne prennent pas en compte les variations journalières, voire horaires, de certains types de pollutions (type rejets de stations d’épuration). Dans le cas d’analyses en continu, qui incluraient les fluctuations, seul un nombre limité de paramètres peut être mesuré compte tenu des coûts élevés des analyses (Bouchy J.-M. & Garnier-Zarli E., 1994).

De plus, les analyses chimiques ne considèrent que les paramètres préalablement choisis et excluent ainsi les autres types (ou formes chimiques) de polluants non connus ou jugés non préoccupants (Bouchy J.-M.

& Garnier-Zarli E., 1994 ; Solacroup F., 2001). Par ailleurs, en fournissant une réponse isolée par paramètre, elles ne prennent pas en considération les aspects possibles de synergie ou d'antagonisme entre les divers polluants (Solacroup F., 2001).

L'image bien connue attribuée aux analyses physico-chimiques est celle d'une "photographie instantanée"

de la rivière (Mattila J. & Räisänen R., 1998). En effet, elles caractérisent le milieu au moment du prélèvement mais n'apportent qu'une information très limitée concernant l’impact des polluants sur la santé et le fonctionnement de l'écosystème dans sa globalité (Blandin P., 1986).

Pour pallier ce manque d'information, les études d'évaluation de la qualité des hydrosystèmes se sont orientées vers la composante biologique (Blandin P., 1986 ; Lévêque C., 1996). Les bioindicateurs intègrent le facteur temps : alors qu’un dosage chimique donne une image ponctuelle de la qualité de l’eau, un organisme, qui accomplit tout ou partie de son cycle vital dans le milieu aquatique, témoigne des conditions passées et présentes du milieu (Bouchy J.-M. & Garnier-Zarli E., 1994 ; Solacroup F., 2001).

Cette méthode de "bioindication" ou de "bioévaluation" est définie comme « l'ensemble des procédures à fondements biologiques qui peuvent servir à l’établissement de diagnostics écologiques » (Blandin P., 1986). Elle repose sur l'observation qualitative et/ou quantitative des communautés, de leur abondance et de leur biodiversité spécifique au sein de l'écosystème, comparées à des situations de référence. Cette démarche est relativement ancienne, elle débute autour de la fin du 19^ème siècle et du début du 20^ème (Capblancq J. & Cassan M., 1979b ; Bouchy J.-M. & Garnier-Zarli E., 1994). On peut citer la "Méthode des Saprobies", proposée au tout début du 20^ème siècle par Kolkwtitz et Marsson (Kollkwitz R. & Marsson M., 1908 ; 1909) qui informe sur la qualité de l’eau envers son niveau de pollution organique.

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La démarche biocénotique, bien qu’elle soit plus révélatrice du fonctionnement de l’écosystème que l'analyse physico-chimique, présente tout de même des inconvénients, cités ci-après :

• nécessité d'un bon niveau de connaissance de l’écologie des communautés et de taxonomie nécessaire à l'identification précise des espèces (Bouchy J.-M. & Garnier-Zarli E., 1994 ; Genin B.

et al., 1997) ;

• protocoles difficilement adaptables à la grande variabilité des écosystèmes (Bouchy J.-M. &

Garnier-Zarli E., 1994 ; Genin B. et al., 1997) ;

• manque de renseignement sur la nature des polluants responsables du déséquilibre observé (Bouchy J.-M. & Garnier-Zarli E., 1994) ;

• coûts relativement élevés du fait du temps nécessaire au travail de prélèvement des organismes sur le terrain et à leur détermination (Blandin P., 1986).

En outre, B. Genin et al. (1997) rappellent que le peuplement d'un secteur de cours d'eau dépend en premier lieu des capacités naturelles de l'écosystème (incluant notamment les variations saisonnières), les modifications de l'environnement n'intervenant qu'en second lieu. De ce fait, il paraît indispensable d'avoir une bonne connaissance du milieu préalablement au contexte de pollution afin d'être en mesure d'interpréter les résultats de bioindication (Bouchy J.-M. & Garnier-Zarli E., 1994).

Globalement, les analyses physico-chimiques caractérisent les perturbations par leurs causes tandis que les méthodes biologiques les caractérisent par leurs effets sur les organismes vivants. Nous retiendrons que les méthodes physico-chimiques et biologiques sont complémentaires et que c’est leur association qui peut permettre de fournir une information fiable et détaillée sur la nature et les origines de la pollution ainsi que sur son impact sur l'écosystème (Amiard J.-C. et al., 1997 ; Agence de l'eau Adour Garonne, 2001).

I. 2.2.2. Les différents indicateurs biologiques

Pour expliciter la notion de bioindicateur, la définition la plus utilisée est celle de P. Blandin (1986) : « Un indicateur biologique (ou bioindicateur) est un organisme ou un ensemble d'organismes qui, par référence à des variables biochimiques, cytologiques, physiologiques, éthologiques ou écologiques, permet de façon pratique et sûre, de caractériser l'état d'un écosystème et de mettre en évidence aussi précocement que possible les modifications, naturelles ou provoquées, de ce dernier ».

Toutefois, dans cette définition, plusieurs notions sont associées et dans certains cas, il est préférable de distinguer la notion de bioindicateur au sens strict qui peut être définie comme : « espèces ou groupes d’espèces qui, par leur présence (ou leur absence) et/ou leur abondance, sont significatifs d’une ou de plusieurs propriétés de l’écosystème dont ils font partie (Amiard J.-C. et al., 1997) ».

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Ainsi, trois groupes principaux d’indicateurs se distinguent :

• les biomarqueurs : dans le cas où la variable observée est de nature biochimique, moléculaire ou cellulaire (Amiard J.-C. et al., 1997) (ex. : inhibition de l’acétylcholinestérase par les insecticides organophosphorés et carbamates) ;

• les bioaccumulateurs : ces organismes ont la particularité d’accumuler les polluants et ce dans une relation simple avec les concentrations présentes dans le milieu. Ils sont particulièrement employés dans le cas de suivi des pollutions où les éléments seraient en quantités trop faibles pour être dosés correctement. C’est le cas des pollutions métalliques et radioactives (dosage dans les lichens, mousses, mollusques) et des pollutions par les pesticides (utilisation du compartiment poissons) ;

• les bioindicateurs : les différents organismes utilisés pour apprécier la qualité des écosystèmes sont nombreux. J. Verneaux (1984) indique que les méthodes varient sur le choix des organismes pris en compte, les protocoles associés ainsi que sur les types d’analyse des données. P. Blandin (1986), dans son chapitre "Bioindicateurs et diagnostic des systèmes écologiques", fait une large revue des différents organismes utilisés. Ce sont : les macroinvertébrés, les macrophytes, les algues, les bactéries et virus, les actinomycètes, les nématodes, les rotifères, les oligochètes et, au niveau des vertébrés, les poissons et les oiseaux. Les bioindicateurs dont le suivi fait l’objet d’une norme ou dont la méthode est en cours de normalisation sont présentés dans le tableau I.III.

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Tableau I-III : Revue des différentes méthodes de bioindication normalisées ou en cours de normalisation

Groupe faunistique ou floristique

concerné

Méthode Informations

relatives à Avantages Inconvénients Références

- bonne connaissance de leur écologie - sensibilité différente aux pollutions selon les groupes taxonomiques - longue durée de vie, donc bons intégrateurs

- non utilisable au niveau des sources, de certains cours inférieurs de fleuves et des milieux atypiques tels que les canaux et les zones estuariennes

- aptitude à coloniser tous les milieux aquatiques - facilités de prélèvement, de conservation et de stockage - applicables aux cours d'eau saumâtres, aux zones estuariennes

- lourdeur de traitement pour les déterminations - identification spécifique difficile - applicable uniquement dans la partie aval des cours d'eau et à diversité végétale significative - méthode applicable seulement en été (période de croissance maximale) - non applicable quand les dommages physiques sont nombreux - peu sensibles aux faibles pollutions

charge organique - application aux sédiments

- ne permettent pas de détecter les pollutions légères - non applicable sur les cours d'eau salés ou saumâtres - difficultés pour la détermination

Poissons Indice Poissons non normalisé

évaluation globale du niveau de dégradation des

cours d’eau

- identification facile et rapide - présence dans tous les systèmes aquatiques - représentation de tous les niveaux du réseau trophique

- problème de représentativité dans l'échantillonnage - non applicable aux cours d'eaux

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