Vous êtes sur la nouvelle plateforme d’Érudit. Bonne visite! Retour à l’ancien site

Impacts des rejets urbains de temps de pluie (RUTP) sur les milieux aquatiques : État des connaissances

  • Charlotte Parent-Raoult et
  • J.-C. Boisson

…plus d’informations

  • Charlotte Parent-Raoult
    École Nationale des Travaux Publics de l’État (ENTPE),
    Laboratoire des Sciences de l’Environnement,
    rue Maurice Audin,
    69518 VAULX-EN-VELIN,
    France

  • J.-C. Boisson
    École Nationale des Travaux Publics de l’État (ENTPE),
    Laboratoire des Sciences de l’Environnement,
    rue Maurice Audin,
    69518 VAULX-EN-VELIN,
    France
    Jeanclaude.boisson@entpe.fr

Logo de Revue des sciences de l'eau

Corps de l’article

1. Introduction

L’urbanisation est source de nombreuses perturbations pour les milieux naturels (Mc KINNEY, 2002), notamment pour les milieux aquatiques en période de pluie. En effet, les diverses activités humaines (transport, industrie, etc.) génèrent des éléments polluants qui se concentrent dans l’air et/ou s’accumulent sous forme de dépôts lors des périodes de temps sec (CHOCAT et al., 1993). Durant les pluies, une partie de ces éléments peut être entraînée vers les hydrosystèmes. Ces flux polluants, qualifiés de « rejets urbains par temps de pluie » (RUTP), sont déversés au niveau d’exutoires pluviaux, de déversoirs d’orage et/ou de stations d’épuration (CHOCAT, 1997). Ces polluants peuvent affecter la qualité physico-chimique et biologique des milieux aquatiques récepteurs (ADMIRAAL et al., 2000; MULLISS et al., 1997), mais aussi altérer les usages de l’eau (captage d’eau, pêche, baignade, etc.) (BURTON et PITT, 2001).

Une évaluation précise de la pollution est nécessaire afin de répondre aux exigences de la directive-cadre européenne sur l’eau (DCE) qui vise l’atteinte du bon état écologique des eaux à l’horizon 2015 (Union Européenne, 2000). Pour atteindre cet objectif, la DCE s’appuie entre autres sur l’instrument réglementaire. La législation concernant les rejets d’eaux urbaines repose principalement sur la directive européenne du 21 mai 1991 (DIRECTIVE EUROPÉENNE, 1991). Elle fixe des seuils détaillés pour les rejets de stations d’épuration (STEP), mais fait état des difficultés provoquées par des périodes de pluie anormalement fortes. En effet, le caractère aléatoire, complexe, et parfois démesuré des phénomènes de production et de transfert des RUTP rend difficile la mise en place de normes quantitatives et qualitatives sur les rejets (PATERNOGA, 1996). La nécessité d’apporter une réponse au problème explique l’essor actuel des études consacrées aux impacts de la pollution pluviale en milieu urbain. Nous proposons de faire le point sur l’état des connaissances concernant l’impact des RUTP sur les milieux aquatiques, toutefois l’impact des eaux de ruissellement de chaussées stricto sensu ne sera pas abordé, ayant fait l’objet d’une synthèse antérieurement (BOISSON, 1998). Auparavant, nous présenterons succinctement les principales caractéristiques chimiques des RUTP et l’origine des polluants qu’ils renferment.

2. Composition chimique des RUTP

Les études sur les rejets urbains de temps de pluie ont débuté dans les années 1960 (BURN et al., 1968; WEIBEL et al., 1964) et ont permis d’identifier le problème en évaluant l’origine des polluants, les ordres de grandeur de concentrations et les flux émis (FUCHS et al., 2004; CHEBBO et GROMAIRE, 2004; HOUSE et al., 1993; LEE et BANG, 2000; LEE et al., 2002; PITT et al., 1995; VAN BUREN et al., 1997). Les substances polluantes présentent dans les RUTP ont diverses origines :

  • le lessivage de l’atmosphère par les pluies entraînant poussières et gaz (oxydes d’azote, oxydes de carbone, dioxyde de soufre, vapeurs d’hydrocarbures, métaux lourds, aérosols etc.). Ces polluants proviennent essentiellement des industries et de la circulation automobile (MILLER et al., 2000), mais ne représentent généralement que 15 à 25 % de la pollution contenue dans les eaux de ruissellement (CHOCAT, 1997);

  • les précipitations sur les bâtiments, et plus particulièrement sur les toitures, provoquant le lessivage de polluants métalliques particulaires tels que le cuivre, le zinc, et le plomb (CHEBBO et al., 2001; VAN METRE et MAHLER, 2003).

    Les compositions résultantes s’avèrent très variables entre les types de toitures, d’une part (POLKOWSKA et al., 2002; ZOBRIST et al., 2000), et les événements pluvieux, d’autre part (FÖRSTER, 1999).

  • le ruissellement des eaux de pluie sur les sols urbains ou les surfaces imperméabilisées (voiries, trottoirs, parkings), emportant les particules accumulées par temps sec (GROMAIRE et al., 2000). Ces particules ont des provenances multiples (BURTON et PITT, 2001; CHOCAT, 1997; GROMAIRE et al., 2001) : les automobiles (hydrocarbures, plomb, oxyde d’azote, caoutchouc, zinc, cadmium, cuivre, titane, chrome, aluminium, etc.); les chaussées (ciments et goudrons, peintures au sol, sables et sels de déverglaçage, détergents, surfactants, etc.) (PAGOTTO, 1999); l’industrie (métaux et micro-polluants organiques, en particulier solvants); les animaux (déjections sources de matières organiques et de contamination bactérienne ou virale); les déchets solides (matières organiques, plastiques, métaux divers, papiers, etc.); la végétation (matières carbonées plus ou moins facilement biodégradables, apports d’azote, de phosphate et de produits organochlorés (pesticides : herbicides, insecticides, fongicides)).

  • le lessivage des réseaux d’assainissement (remise en suspension des particules sédimentées par temps sec) (AHYERRE et al,. 2000; GROMAIRE et al., 2001).

De nombreuses études existent sur les caractéristiques physiques des solutés et des solides transportés par temps de pluie (CHEBBO et al., 2003). Globalement, il en ressort que la pollution est essentiellement particulaire, notamment pour les micro-polluants organiques (HAP, PCB, benzopyrène, fluoranthène) (PITT et al., 1995; ROCHER et al., 2004). Par contre, il est très difficile, voire impossible, de définir la composition d’un rejet type (HOUSE et al., 1993), ainsi que de donner des ordres de grandeur concernant les concentrations ou les masses des éléments concernés. Leurs domaines de variation sont en effet très larges, selon le type de réseau (unitaire / séparatif / mixte), l’origine des eaux (eaux de pluie, eaux de ruissellement de chaussées, eaux de bassins de décantation/infiltration, surverses de déversoirs d’orage, etc.), et bien entendu les caractéristiques du bassin versant, notamment météorologiques (BRELOT-WOLFF, 1994; BURTON et PITT, 2001; HATT et al., 2004; MAKEPEACE et al., 1995; SAGET, 1994; TAYLOR et al., 2004; VALIRON et TABUCHI, 1992). De plus, il est d’autant plus difficile de donner des fourchettes fiables de variations de concentrations en éléments toxiques que la composition des effluents peut être variable au cours d’un événement. Ainsi, selon l’hypothèse de « premier flot », les premiers volumes déversés contiennent la majeure partie de la charge polluante transportée lors d’un événement pluvieux (BERTRAND-KRAJEWSKI et al., 1998; LEE et al., 2002). Certains auteurs ont mis en évidence que la toxicité des rejets était plus forte au début des événements pluvieux, et plus particulièrement les deux premières heures de l’événement (GERSBERG et al., 2003). Toutefois, ce phénomène reste complexe et surtout spécifique au site étudié (CHOCAT, 1997).

3. Impacts des RUPT sur les milieux aquatiques

3.1 Échelles spatio-temporelles des effets

En dépit de leur caractère épisodique, les RUTP peuvent avoir des effets de nature chronique, liés à la répétition des phénomènes (BECK, 1996; BRENT et HERRICKS, 1999; ELLIS et HVITVED-JACOBSEN, 1996). Ainsi, CHOCAT et al. (1993) distinguent les effets immédiats, caractérisés par l’absence de rémanence de longue durée, des effets cumulatifs ou différés, qui proviennent de la répétition des événements pluvieux, et dont la durée est supérieure à celle d’un événement ainsi qu’à celle séparant deux événements. Enfin, ces différents effets ne se manifestent pas uniquement à l’aval immédiat des points de rejet, puisque les produits rejetés sont susceptibles d’être transportés et dispersés par le courant (dans le cas des rivières et des milieux marins), à l’échelle du bassin versant, c’est-à-dire sur des distances pouvant atteindre plusieurs centaines de kilomètres (HOUSE et al., 1993).

Ces différents types d’effets ont des conséquences sur les différentes composantes des milieux récepteurs, et plus particulièrement dans le cas des petits cours d’eau. Cela peut se traduire par des modifications des caractéristiques hydrauliques et morphodynamiques, une augmentation des teneurs en matières en suspension, en fertilisants et en micropolluants. Les RUTP peuvent également générer des mécanismes de sélection, de toxicité et/ou de bio-accumulation sur les organismes vivants, voire même agir sur l’écosystème dans sa globalité en favorisant son eutrophisation. Depuis les années 1960, les méthodes d’évaluation des impacts des rejets pluviaux ont connu une évolution concomitante à celle des connaissances acquises sur les compositions des effluents, d’une part, et à celle des moyens analytiques existants (chimiques et biologiques), d’autre part. Par souci de clarté, nous les présentons successivement sous trois approches : physique, chimique et biologique, bien que ces composantes ne soient pas indissociables.

3.2 Effets sur les composantes physico-chimiques des milieux aquatiques

Les RUPT exercent sur les composantes physiques et chimiques des cours d’eau des modifications à la fois immédiates et différées :

  • les effets immédiats des RUPT sont nombreux (BURTON et PITT, 2001). Ils provoquent un changement souvent brutal du régime hydraulique du cours d’eau récepteur, entraînant des effets érosifs sur les berges ainsi que la remise en suspension des sédiments. De plus, les RUTP contribuent à de nombreux apports dans les milieux récepteurs altérant ainsi la qualité des eaux : des apports de matières en suspension augmentant la turbidité du milieu (GUPTA et SAUL, 1996; SEIDL et al., 1998a); d’eaux fortement désoxygénées, voire totalement désoxygénées, entraînant une chute immédiate du taux d’oxygène dissous (EVEN et al., 2004; HVITVED-JACOBSEN, 1982); de matières organiques biodégradables, qu’elles soient sous forme dissoute, adsorbée ou particulaire, entraînant également une consommation rapide de l’oxygène dissous (GRAY, 2004; HARREMOËS, 1982; SEIDL et al., 1998b); d’ions ammonium, éventuellement transformés en ammoniac, forme chimique toxique selon le pH (MULLISS et al., 1997); de micro-polluants organiques et minéraux (BORDEN et al., 2002; DAVIS et al., 2001; GRAY, 2004; HALL et al., 1998; LEE et BANG, 2000; PITT et al., 1995; SUAREZ et PUERTAS, 2005); et de bactéries pathogènes (IRVINE et al., 2005; QURESHI et DUTKA, 1979; SEIDL et al., 1998a). Ces apports à effets immédiats peuvent avoir des conséquences catastrophiques directes sur l’écosystème, entraînant en particulier des mortalités importantes au sein des biocénoses; on parle alors d’effets de choc.

  • Les effets différés sont liés : au dépôt et à l’accumulation de matières en suspension susceptibles de provoquer des phénomènes d’envasement et de colmatage; au stockage dans les sédiments de quantités importantes de matières organiques et de nutriments (carbone, azote, phosphore) (HATCH et BURTON, 1999); et à l’accumulation dans les sédiments ou les chaînes alimentaires de polluants persistants de toute nature : métaux lourds, hydrocarbures, micro-polluants organiques ou minéraux, etc. (IANUZZI et al., 1997; MULLISS et al., 1994).

3.3 Effets sur les biocénoses

Les études précédemment citées sont relativement récentes, pourtant, depuis une quinzaine d’années, la communauté scientifique s’accorde pour affirmer que la traditionnelle caractérisation chimique des rejets n’est pas suffisante pour évaluer de façon fiable leurs impacts (BORCHARDT et SPERLING, 1997; DESBORDES et HÉMAIN, 1990; ELLIS et al., 1995; SEAGER et MALTBY, 1989). Elle ne prend en compte ni les effets synergiques des rejets sur les organismes aquatiques, ni les phénomènes de rémanence des polluants ou de bioaccumulation dans les réseaux trophiques, et apporte peu d’informations sur la compréhension écologique des mécanismes en jeu (WALSH, 2000). Elle est également particulièrement peu adaptée à l’étude de la pollution pluviale, étant donné : 1°) l’éventuelle variabilité temporelle des concentrations (phénomène de premier flot), et 2°) le caractère intermittent des rejets, qui peut engendrer des effets cumulatifs à moyen ou long terme. En conséquence, l’intégration d’une caractérisation biologique est maintenant reconnue comme indispensable (ELLIS et HVITVED-JACOBSEN, 1996), et plus particulièrement la nécessité d’intégrer des processus écologiques et toxicologiques dans l’évaluation du risque (ADMIRAAL et al., 2000; ELLIS, 2000).

Néanmoins, il existe relativement peu de travaux sur l’évaluation des impacts des rejets pluviaux urbains sur le compartiment biologique (MARSALEK et al., 1999; SCHIFF et al., 2002). Une vingtaine d’études issues de revues scientifiques ont été recensées, elles concernent les milieux d’eaux courantes, lacustres et marines. Les travaux s’appuient sur trois approches méthodologiques différentes : études de laboratoire, de terrain ou combinant les deux. Les études en laboratoire consistent à observer, dans certaines conditions (bio-essais, tests de toxicité, expérimentations en canaux artificiels), la réponse d’un ou plusieurs organismes exposés à un rejet urbain de temps de pluie synthétisé, ou prélevé sur le terrain (whole effluent toxicity testing). Les études de terrain examinent généralement la réponse des communautés en place et permettent d’intégrer la complexité des systèmes naturels (bio-monitoring notamment).

3.3.1 Les études en laboratoire

En laboratoire, la réponse des organismes exposés aux RUTP est variable suivant les espèces et leur milieu de vie (organismes d’eaux douces ou marins). Ainsi, SCHIFF et al. (2002) montrent que des eaux pluviales urbaines n’affectent pas la survie de Mysidopsis bahia (crustacé marin), les concentrations en effluent entraînant la mort de 50 % des populations testées (CL50) étant supérieures à 100 % (concentration de l’effluent). En revanche, Cerodaphnia dubia (microcrustacé d’eaux douces) est plus sensible avec des CL50 comprises entre 35 % et 82 %. Concernant Strongylocentrotus purpuratus (oursin), les eaux pluviales ont un effet notable sur la fertilisation des oeufs, avec une réduction de 50 % (CE50) pour des concentrations en effluent parfois inférieures à 3 % (BAY et al., 2003). Par ailleurs, les espèces réagissent à des toxiques spécifiques, soit les métaux traces (principalement le zinc) pour l’oursin, et les pesticides organophosphorés pour la daphnie (SCHIFF et al., 2002). De même, grâce à une méthode d’identification des toxiques en présence (Toxicity Identification Evaluation), GERSBERG et al. (2003) ont souligné le rôle important des composés organiques non polaires, c’est-à-dire peu hydrosolubles, dans la toxicité observée sur la daphnie (C. dubia : test de survie à 48 et 96 h). Toutefois, la réponse des organismes n’est pas liée uniquement à la toxicité du rejet. En effet, des expérimentations en canaux artificiels ont montré l’influence des facteurs « débit » et/ou « habitat » sur la réponse d’invertébrés benthiques (Gammarus pulex) (BORCHARDT et STATZNER, 1990) et de biofilms périphytiques (PARENT-RAOULT, 2004) soumis à des rejets simulés de déversoir d’orage.

La toxicité des eaux pluviales dépend également de leur provenance. Ainsi, BAY et al. (2003) montrent que les eaux provenant de bassins versants très urbanisés sont nettement plus toxiques pour la vie marine que celles de bassins versants peu développés. Ces auteurs ont montré également que les impacts de l’urbanisation s’étalaient sur plusieurs km2 en aval de l’estuaire, et dépendaient de processus tels que le vent ou les courants marins qui dispersent les polluants. De même, MARSALEK et al. (1999) montrent, à l’aide d’une batterie de sept bio-essais (tests de toxicité sur bactéries, nématodes et daphnies), que les rejets de déversoirs d’orage en réseau unitaire sont moins toxiques que les rejets d’eaux pluviales strictes (la fréquence des événements classés sévèrement ou modérément toxiques est nettement plus faible). Comme précédemment, la réponse varie en fonction de l’espèce et du biomarqueur. Ainsi, le test de cytotoxicité aiguë chez Escherichia coli est le plus sensible, et Microtox™ (Photobacterium phosphoreum) le moins sensible. La variabilité de la sensibilité des tests à déceler une toxicité amène les auteurs à conclure que l’utilisation d’une batterie de tests est un choix prudent, et que la nature dynamique et extrêmement variable des rejets impose des limites sur les interprétations des résultats.

La composition chimique des RUTP variant durant l’événement pluvieux, il en de même pour leur toxicité. Aussi, GERSBERG et al. (2003) mettent en évidence un pic de toxicité chez C. dubia (test de survie) durant les deux premières heures des événements, alors que le débit et la toxicité ne sont pas significativement corrélés. Cependant, des événements pluvieux de faible intensité, mais de durée plus grande, sont susceptibles d’exercer un niveau de stress important sur les organismes benthiques. En effet, les éléments polluants sont certes présents à plus faibles concentrations, mais pendant de plus longues périodes (MULLISS et al., 1994; MULLISS et al., 1996).

3.3.2 Les études de terrain

Les études menées sur les milieux récepteurs font appel pour la plupart aux invertébrés benthiques afin d’évaluer l’impact des RUTP. Ces organismes constituent de bons indicateurs : ils sont relativement bien exposés aux effets cumulatifs des rejets, car inféodés aux sédiments dans lesquels les éléments toxiques sont susceptibles de s’accumuler (KOMINKOVÁ et al., 2005; ROCHFORT et al., 2000). Il est plus délicat d’établir des relations dose/réponse avec les poissons car, en raison de leur mobilité, le temps de contact réel avec les substances toxiques est difficile à évaluer (BURTON et PITT, 2001; LA POINT et WALLER, 2000). L’effet des RUTP peut se traduire par une diminution de l’abondance et de la diversité des communautés d’invertébrés benthiques. Un gradient longitudinal s’observe généralement à l’aval des rejets, aussi bien en milieu littoral marin (HALL et al., 1998) que dulcicole (ARMSTRONG et al., 1980; GRAY, 2004; PRATT et al., 1981), avec des changements au niveau des taxons dominants et le développement d’espèces polluo-résistantes (SEAGER et ABRAHAMS, 1990). Ces modifications s’amplifient avec les quantités d’eaux déversées en temps de pluie, et les impacts observés peuvent être durables du fait de la rémanence des polluants dans le milieu (PRATT et al., 1981). Néanmoins, des périodes de temps sec suffisamment longues peuvent permettre la restauration des communautés (GRAPENTINE et al., 2004; SEAGER et ABRAHAMS, 1990). Le degré d’impact sur les biocénoses est généralement lié aux caractéristiques du milieu récepteur : plus le cours d’eau est de petite taille et/ou plus le débit est faible, plus l’impact est prononcé (WILLEMSEN et al., 1990). L’impact physique des rejets (augmentation brutale du débit, érosion des berges et du fond, etc.) et leur répétition, conséquence directe de leur caractère intermittent, contribuent à modifier continuellement l’habitat physique, voire à le détruire totalement (WAGNER et GEIGER, 1996). Cette instabilité est alors susceptible de modifier la composition et l’abondance des communautés aquatiques en favorisant le maintien ou le développement des espèces capables de supporter de tels changements (PEDERSEN et PERKINS, 1986). Ces résultats confirment de nouveau que l’habitat et le débit constituent deux facteurs écologiques d’importance fondamentale pour les communautés aquatiques soumises aux RUTP (BORCHARDT et SPERLING, 1997; KOMINKOVÁ et al., 2005; SEAGER et ABRAHAMS, 1990; TAYLOR et al., 2004). En revanche, la variabilité des résultats ne permet pas toujours de mettre en évidence des effets significatifs. Elle peut être liée à une forte variabilité spatiale à l’échelle des habitats échantillonnés (GRAPENTINE et al., 2004; ROCHFORT et al., 2000) ou du bassin versant (SCHIFF et BAY, 2003), et/ou temporelle (MORRISEY et al., 2003).

Pareillement aux tests toxicologiques, l’estimation de l’impact varie selon les communautés. Ainsi, les diatomées sessiles constituent de bons indicateurs de la pollution organique générée par les eaux pluviales (NEWALL et WALCH, 2005; WILLEMSEN et al., 1990). En effet, contrairement à certains macro-invertébrés benthiques, elles n’ont pas la faculté de migrer (mécanismes de dérive, d’enfouissement, etc.) vers des habitats présentant des conditions plus favorables et moins soumis à l’influence des rejets. Par ailleurs, GAST et al. (1990), sur 63 sites néerlandais, ont observé des effets immédiats sur le phytoplancton se traduisant par une diminution de la biomasse et de la diversité, mais parfois suivis à moyen et long termes par un bloom algal. De même, des augmentations des biomasses algales et bactériennes ont été observées au sein de communautés périphytiques (PARENT-RAOULT, 2004); l’effet se manifestant rapidement après la fin du rejet de déversoir d’orage (4 à 8 heures) et perdurant au moins 6 jours.

L’effet des RUTP dépendra aussi du type de milieu récepteur. Ainsi, dans les milieux de petites tailles, fermés ou stagnants (étangs, bras morts, canaux), les effets des rejets sont plus sévères du fait d’un temps de séjour plus long des polluants (GAST et al., 1990). De même, le rôle des sédiments n’est pas à négliger : lors d’un rejet, l’augmentation du débit peut provoquer une mobilisation des contaminants stockés dans les sédiments lesquels, avec l’augmentation de la turbidité, peuvent constituer des facteurs de stress importants pour les organismes (HATCH et BURTON, 1999). Toutefois, les quelques études relatives à la contamination des sédiments par les eaux pluviales urbaines se sont surtout focalisées sur la caractérisation physico-chimique ou les mécanismes d’infiltration de ces eaux (BEDELL et al., 2004; IRVINE et PETTIBONE, 1993; PITT et al., 1995; WEI et PETTIBONE, 1994).

L’impact des RUTP sur les biocénoses aquatiques peut être lié plus spécifiquement à certains composants physico-chimiques des eaux pluviales. Pour cela, la mise en oeuvre de bio-essais in situ est souvent nécessaire et consiste à placer des organismes provenant de zones non perturbées à l’aval des rejets (technique dite de « translocation »). Les effets sont évalués le plus souvent par l’intermédiaire de mesures de bioaccumulation, mortalité ou modification d’activités métaboliques. Les métaux sont souvent examinés étant donné leur toxicité reconnue. Ainsi, des liens directs ont été établis entre la mortalité de crustacés benthiques (Asellus aquaticus et G. pulex) et la bioaccumulation de métaux (cuivre, zinc et/ou plomb) dans leurs tissus (BASCOMBE et al.. 1990; MULLISS et al., 1994). Ces relations s’expliquent par la faculté des métaux de former des complexes avec la matière organique, source de nourriture pour ces animaux. Toutefois, la quantité de métaux bioaccumulés varie selon les espèces, elle est par exemple plus importante chez G. pulex que chez A. aquaticus (MULLISS et al., 1996). La chute des teneurs en oxygène dissous est généralement préjudiciable aux biocénoses. Elle peut provoquer une augmentation de l’activité respiratoire des poissons (Salmo gairdneri) (SEAGER et ABRAHAMS, 1990), voire même lorsque la chute est brutale, des chocs anoxiques sévères engendrant des mortalités (HARREMOËS, 1982; HVITVED-JACOBSEN, 1982; KREUTZBERGER et al., 1980; SCHAARUP-JENSEN et HVITVED-JACOBSEN, 1990).

3.3.3 Les études associant laboratoire et terrain :

BASCOMBE et al. (1990) justifient l’intérêt de mener les deux approches en parallèle par le manque de données écotoxicologiques fiables pour le développement de critères de qualité écologique applicables sur le terrain. Les travaux in situ peuvent servir à « valider » les résultats obtenus en laboratoire sur un nombre d’espèces limité. Ainsi, ces auteurs ont observé que des tests de mortalité menés en laboratoire sur G. pulex (CL20), suite à une exposition à trois métaux (cuivre, plomb et zinc), aboutissaient à la même hiérarchisation de leur toxicité que sur le terrain (concentration des trois métaux dans les tissus et dans la carapace des individus), à savoir : Pb > Cu > Zn. Toutefois, la toxicité des métaux est plus importante en laboratoire que dans la rivière. Différentes hypothèses explicatives sont avancées : la forme chimique des métaux en présence est différente, et les différences de température ont pu favoriser une activité métabolique plus importante en laboratoire. Ainsi, les essais de laboratoire peuvent difficilement simuler la complexité et la variabilité des phénomènes qui se déroulent sur le terrain. HATCH et BURTON (1999) aboutissent à la même constatation après avoir étudié, parallèlement sur le terrain et en laboratoire, l’impact de sédiments contaminés et d’eaux pluviales. Différents tests ont été menés sur trois espèces lacustres (Daphnia magna, Hyalella azteca et Pimephales promelas) : des tests de survie à 48 h, des tests à 7 et 10 jours sur la survie, la croissance et la consommation, des tests de toxicité. Contrairement à l’étude précédente, la toxicité décelée est supérieure sur le terrain par rapport à celle du laboratoire (mortalité de la daphnie : 100 % contre 80 % respectivement; mortalité des vairons : 40 % contre 0 %). Ces écarts sont probablement dus à des conditions environnementales non reproduites en laboratoire, telles que la turbidité ou les variations du débit.

Les deux approches (laboratoire et terrain) peuvent aboutir à des résultats assez différents. Ainsi, ROCHFORT et al. (2000) observent que des sédiments ayant des concentrations en métaux et HAP dépassant les critères de qualité locaux (lowest effect level) présentent une faible toxicité sur des invertébrés benthiques (Hyalella azteca, Chironomus riparius, Hexagenia spp., Tubifex tubifex). Les corrélations entre les paramètres de qualité des sédiments et la toxicité ou la structure des communautés benthiques ne sont pas significatives. Les causes potentielles évoquées sont : la non-biodisponibilité des contaminants, la résistance des communautés aux concentrations testées, le fait que les communautés benthiques testées n’aient pas été réellement exposées aux sédiments prélevés pour les analyses physico-chimiques, les biais d’échantillonnage, ou encore l’influence d’autres facteurs comme l’hétérogénéité des sédiments.

4. Conclusion

Les grandes variabilités des rejets, d’une part, et des caractéristiques des milieux récepteurs, d’autre part, font qu’il est difficile de dresser un bilan exhaustif, réaliste et précis des impacts des eaux pluviales. L’évaluation de la perturbation dépend également des descripteurs biologiques utilisés (bio-indicateurs et/ou bio-marqueurs). Ainsi, les connaissances concernant la toxicité ou les impacts des RUTP sur les écosystèmes récepteurs restent à conforter (FIELD et al.. 1998; HEANEY et al., 1999; NIEMCZYNOWICZ, 1999). L’évaluation pertinente de la contamination d’un écosystème étant complexe, une approche intégrée, ou holistique, est préconisée (BURTON, 1999; ELLIS, 2000; ELLIS et HVITVED-JACOBSEN, 1996; KOMINKOVÁ et al., 2005). Elle doit prendre en compte (BURTON, 1999) : des descripteurs physico-chimiques, des critères de qualité du milieu (eau et sédiments), de l’habitat, du régime hydraulique, des communautés biologiques autochtones, et des données toxicologiques. LA POINT et WALLER (2000) vont plus loin concernant la composante biologique; ils soulignent qu’une « bio-évaluation » des milieux aquatiques (bioassessment) doit comporter des mesures structurelles (composition et richesse taxonomiques, abondances, diversité, biomasses des micro-algales, invertébrés et poissons, etc.) et fonctionnelles (suivi de processus vitaux au cours du temps : assimilation du carbone par les algues, taux de colonisation d’organismes sélectionnés sur substrats artificiels, taux de croissance ou de reproduction, etc.).

L’application de cette méthodologie invite à la mise en oeuvre des deux approches expérimentales traditionnelles, celle d’essais de laboratoire et celle de mesures de terrain (in situ). Toutefois, pour évaluer de manière pertinente les impacts réels des eaux pluviales urbaines sur les milieux aquatiques, l’utilisation des tests standardisés de laboratoire est souvent remise en question (BURTON et al., 2000; ELLIS, 2000; HOUSE et al., 1993; LEE et JONES-LEE, 1993). Leur manque de représentativité vis‑à‑vis des milieux récepteurs constitue le principal reproche. Inversement, l’approche de terrain présente l’avantage d’intégrer la complexité des phénomènes, que ce soit au niveau des rejets ou au niveau des populations en place soumises à ces rejets; mais cette complexité est souvent si grande que les conclusions se limitent à des constatations (diminution de l’abondance ou de la diversité par exemple) au lieu de contribuer à l’explication des phénomènes. Souvent d’ailleurs, il semble difficile de faire le lien in situ entre les causes et les effets observés, ce qui est nettement plus simple en laboratoire. Ainsi, aucune des deux approches ne peut être privilégiée dans l’absolu. Les tests de toxicité de laboratoire devraient être utilisés comme un outil supplémentaire, intégré à d’autres approches (ADMIRAAL et al., 2000; BURTON, 1999). De plus, les bio-essais in situ évoqués précédemment peuvent représenter un bon compromis entre ces deux approches (BURTON et al., 2000; HOUSE et al., 1993; LA POINT et WALLER, 2000). Les organismes peuvent ainsi être utilisés comme transmetteurs d’informations sur leur état en temps réel.

La gestion des rejets urbains de temps de pluie repose sur une approche technique à laquelle manquent des critères appropriés, qui doivent s’adapter à la variabilité spatiale et temporelle des rejets, et prendre en compte les effets à moyen et long termes, en intégrant la concentration, la durée et la fréquence d’exposition. Les évaluations d’un état écologique qui qualifient celui-ci de pauvre (dégradé) à bon (naturel) ont peu d’intérêt pour les gestionnaires des eaux urbaines, puisque, globalement, ils savent que leurs milieux aquatiques sont dégradés (WALSH, 2000). Le fossé reste grand entre la demande des gestionnaires de terrain (les techniciens en charge des réseaux qui veulent des réponses rapides aux phénomènes de pollution) et les connaissances de la recherche, pour laquelle des solutions exactes ou parfaitement adaptées n’existent pas, et qui finalement reconnaît son incapacité à expliquer précisément les phénomènes naturels dans leur complexité (DESBORDES et HÉMAIN, 1990).

Parties annexes