Contamination des poissons d’eau douce par des contaminants persistants : polychlorobiphényles (PCB), dioxines, furanes, mercure

Conformément au Plan National d’actions sur les PCB (2008), l’Office National de l’Eau et des Milieux Aquatiques (ONEMA) a mis en oeuvre un inventaire de la contamination des poissons de 300 sites par les polychlorobiphényles (PCB), polychlorodibenzodioxines (PCDD) et polychlorodibenzofuranes (PCDF). Pour un certain nombre d’échantillons des résultats d’analyse de mercure sont également disponibles. A partir des données recueillies, la présente étude visait à décrire les relations entre la contamination par les PCB ou le mercure et les caractéristiques des poissons, décrire et expliquer les distributions des facteurs d’accumulation des sédiments aux poissons (BSAF), dans la perspective d’optimiser les protocoles de surveillance des milieux aquatiques, et analyser la répartition des profils de contamination par les PCB. La base de données issue du plan d’actions comprend plusieurs types d’échantillons (poissons analysés individuellement ou échantillons composites rassemblant des individus de taille hétérogène), et ne peut donc être exploitée à des fins statistiques sans une sélection des données. Cette sélection a malheureusement conduit à écarter 55% des échantillons. Après transformation logarithmique des variables, une analyse de covariance (ANCOVA) entre la charge toxique (TEQ) et la taille en fonction du « caractère bioaccumulateur » de l’espèce a permis de démontrer l’importance de ces deux facteurs. Ce « caractère bioaccumulateur de l’espèce » résume sa propension à bioaccumuler les contaminants hydrophobes comme les PCB et les dioxines, et est représenté par deux catégories (fortement/faiblement accumulateur). La relation entre logTEQ et logTaille est très significative ; le caractère bioaccumulateur a un effet significatif sur logTEQ, et la relation entre logTEQ et logTaille est différente selon le caractère bioaccumulateur. Les équations obtenues prédisent correctement le dépassement ou non du seuil pour 74 % des individus (poissons). Pour les anguilles, carassins, chevaines, gardons, sandres et tanches, les modèles estiment à plus de 75% de réussite le dépassement ou non du seuil de consommation. Le dépassement de seuil des barbeaux, brèmes bordelières, brèmes communes et carpes est en revanche prédit avec un taux d’erreur supérieur à 30 %. L’équation dérivée pour les espèces fortement accumulatrices est inadaptée pour les silures, dont l’effectif dans la base de données était peu représentatif. La faiblesse des effectifs par espèce pour les analyses de mercure n’a pas réellement permis de traiter ces données, alors que la plupart des lots analysés dépassent la norme de qualité environnementale (NQE) adoptée en 2008 pour le biote, mais pas le seuil sanitaire réglementaire. Il serait néanmoins utile d’élucider l’origine du mercure, dans la mesure où la NQE est presque systématiquement dépassée. L’optimisation de l’échantillonnage, dans la perspective d’une surveillance de la contamination des poissons qui soit pertinente et exploitable statistiquement, passe par le choix d’un nombre d’espèces plus réduit, et de la recherche d’effectifs par site en rapport avec le taux d’erreur admis. Nous préconisons de concentrer la surveillance sur le barbeau fluviatile (Barbus barbus) et le chevaine (Squalius cephalus), espèces représentant les deux groupes d’aptitude à l’accumulation des PCB et présents sur la majorité des stations, à compléter par la truite de rivière (Salmo trutta fario). Un effectif de 9 individus correspond à une probabilité de 80% de faire moins de 20% d’erreur sur la classification d’un site. L’étude des profils de contamination par les PCBs souligne des différences d’accumulation nette (résultante de l’exposition-absorption-métabolisme-excrétion) entre espèces. Les espèces dont l’habitat est lié aux sédiments présentent un profil marqué par les congénères lourds et peu métabolisables, tandis que la truite a un profil nettement différencié, en relation probable avec une contamination d’origine atmosphérique. La relation entre profils et sources n’est analysable que sur un petit nombre de stations. Le seuil de qualité sédiment PCB déterminé dans le bassin Rhône-Méditerranée (basé sur la distribution des facteurs d’accumulation sédiment-biote, BSAF) s’est avéré assez peu performant vis à vis des sites étudiés au niveau national, notamment pour les espèces faiblement accumulatrices. L’application de la même méthode de détermination d’un seuil sédiment aux données du plan national produit une valeur plus élevée (50 ng.g-1 poids sec pour PCBi au lieu de 27 ng.g-1), mais plutôt moins performant. La principale explication de cette faible performance est liée au taux de « faux négatifs », eux-mêmes liés aux sites où les PCB ne sont pas mesurables dans les sédiments alors que les poissons ne sont pas conformes au seuil réglementaire. Par ailleurs, une autre étude, soutenue par l’Agence de l’eau Rhône-Méditerranée et Corse, les Régions Rhône-Alpes et PACA et la Compagnie Nationale du Rhône (volet recherche du Plan-Rhône), dans le cadre des plans d’actions PCB au niveau national et au niveau du bassin, a produit deux seuils sédiments selon des approches différentes de l’approche BSAF : la première s’appuie sur un modèle statistique original liant taille, source de carbone dans l’alimentation et concentration en PCB dans le sédiment. La seconde utilise un modèle à base physiologique. Les seuils dérivés de ces approches valent respectivement 5.9 ng.g-1 (PCBi ps, correspondant à 90% de poissons conformes au seuil sanitaire) et 2.6 ng.g-1 (PCBi ps, protection de tous les individus, sur la durée de leur vie). Cependant les seuils sédiments issus de cette étude ne sont valides que dans le contexte de cette étude. Les différents seuils sédiment présentés ci-dessus sont tous entachés d’incertitudes, de différentes natures. Ce constat peut être fait pour n’importe quel seuil de qualité, à usage réglementaire ou non. Simplement l’incertitude associée à ces seuils est rarement évaluée, et généralement ignorée par les utilisateurs. La question sous-jacente au choix des seuils revient cependant à celle de l’incertitude tolérable par rapport à l’utilisation que l’on veut faire des seuils. Dans le bassin du Rhône, depuis 2008 les seuils sédiment sont utilisés pour déterminer les options de gestion des sédiments de dragage. Préalablement aux travaux résumés ci-dessus, un système à deux seuils a été élaboré, sur la base de la bibliographie disponible à l’époque et à dire d’expert : •Pour des concentrations PCBi < 10 ng.g-1(ps), le dragage ou la remise en suspension au fil de l’eau peuvent être effectués sans contrainte •Lorsque PCBi ≥ 60 ng.g-1(ps), la remise en suspension est prohibée, et les résidus de dragage doivent être gérés hors du cours d’eau •Entre 10 et 60 ng.g-1 (ps) de PCBi, le choix dépend du niveau de concentration de la zone où se déposeraient les sédiments remis au fil de l’eau (ou clapés dans le cours d’eau après dragage). Cette approche à deux seuils permet notamment de réduire l’impact des erreurs de type II et I. La valeur du deuxième seuil (60 ng.g-1) avait été retenue sur la base de la toxicité des PCB pour les invertébrés ajustée à la baisse, à dire d’expert, pour tenir compte de la bioamplification, faute à l’époque de bases solides pour prendre en compte le risque lié au transfert trophique. La valeur du seuil inférieur correspondait au « bruit de fond » estimé. Puisque les seuils dérivés de l’approche BSAF sont inférieurs à ceux obtenus à partir de la toxicité pour le benthos, on peut faire l’hypothèse que les seuils « BSAF » seraient aussi protecteurs vis à vis du benthos. A noter cependant que le seuil « BSAF » reflète une préoccupation sanitaire (translation d’une limite réglementaire dans la chair de poisson visant à protéger l’homme), et qu’il reste donc à évaluer dans quelle mesure il protègerait aussi les prédateurs des poissons (mammifères aquatiques ou oiseaux piscivores). Compte tenu des incertitudes associées à chaque seuil, il est possible pour cette utilisation des seuils sédiments de formuler les propositions suivantes : a.Remplacer le seuil de 60 ng.g-1 par un seuil basé sur l’approche BSAF, par exemple le seuil de 27 ng.g-1 ; b.Maintenir le seuil de 10 ng.g-1en l’état c.Réserver le modèle à base physiologique à des études détaillées, par exemple pour fixer un objectif de restauration. Dans la mesure où les concentrations intermédiaires entre les deux seuils ne déclenchent pas automatiquement d’interdiction mais amènent à affiner les options de gestion et leur mise en œuvre, l’impact du taux d’erreur de type II serait minimisé. Le choix entre 27 et 50 ng.g-1 est à faire par les autorités ad hoc, pour ce qui nous concerne nous avons pointé les caractéristiques de chacun d’entre eux en l’état actuel des connaissances. Le seuil à 10 ng.g-1 est de fait proche du seuil de 5.9 ng.g-1 obtenu par le modèle statistique et protégeant 90% des barbeaux, brèmes communes et chevaines des sites étudiés sur le Rhône.