savoir 10 à 100 % du débit journalier d'une rivière comme l'Hudson (600 m³/s à New York) par la moule zébrée, ou cinq fois le débit annuel du tributaire principal du lac de Constance pour la corbicule, soit la filtration totale du volume d'eau au-dessus de la thermocline en 64 jours, ce qui correspond à 2 000 fois la capacité de filtration des daphnies présentes. Quelques explications et bilans fonctionnels sont avancés par la littérature, lorsque des séries suffisantes couvrent les périodes d'invasion. Dans les lacs Michigan et Huron, l'extension d'une population de moule quagga a été constatée à partir de 2004 et a eu des effets significatifs, qui se sont traduits par la réduction de 35 % du phytoplancton dès 2007 ; dans le même temps, le P total régressait également.

Ce potentiel de filtration du phytoplancton s'exprime en général au maximum dans la phase ascendante de la colonisation, qui est ensuite suivie par une diminution de l'effet, soit parce que des conditions hydrologiques limitent les populations (effet des crues sur les adultes dans les cours d'eau), soit parce que la pression des prédateurs augmente et que le réseau trophique se réajuste. Ainsi, dans les lacs Michigan et Érié, la biomasse totale de salmonidés s'est maintenue à un niveau élevé tout au long des années 2000 ; ce qui laisse penser que des mécanismes de compensation opèrent au sein de réseaux trophiques complexes. Une des hypothèses est qu'il se produit un développement plus important de la biomasse algale benthique fixée dans les ceintures peu profondes, grâce à une plus grande pénétration de la lumière. Dans des zones de même type sur le lac Érié, un développement et une diversification des macro-invertébrés benthiques sur les substrats durs ont été constatés en raison de la nouvelle offre alimentaire fournie par la croissance d'une biomasse benthique exploitée par des espèces capables de s'en nourrir et les excreta des moules. L'amphipode autochtone *Diporeia* sp subissait la tendance inverse à celle de la moule quagga, avec un effondrement net, témoignant ainsi des transformations en action au sein du réseau trophique.

Le rôle précis de la présence de ces espèces invasives sur le contrôle du phytoplancton, l'augmentation concerne de la transparence de l'eau et l'appauvrissement trophique du système qui pourraient conduire à une diminution de biomasse des poissons, est cependant encore mal cerné et non suffisamment documenté en France. D'autant que ces constats doivent être mis en perspective avec la baisse tendancielle du phosphore, parfois la baisse des débits moyens estivaux pour un fleuve comme la Loire ou encore la hausse des tempéramentes de l'eau. C'est un champ de recherche à part entière qui nécessite des séries chronologiques pertinentes communes entre variables de forçage (climat, hydrologie, hydrodynamique, température, chimie) et variables de réponse écologique.

En milieu marin, les espèces algales liées à l'eutrophisation marine sont en général autochtones, sauf parfois certains phytoplanctons toxiques (*Alexandrium*) amenés dans les eaux de ballast ou les bivalves importés. Les espèces invasives marines animales ne sont pas directement liées à l'eutrophisation (ni cause, ni conséquence). Les espèces suspensivores (huîtres, crépidules, etc.) peuvent moduler la biomasse phytoplanctonique, mais, dans un écosystème fluide ouvert sur l'océan, leur capacité régulatrice est toujours dépassée par les capacités dispersives ou confinantes de l'hydrodynamique locale.

### 3.4.3. Focus sur les cyanobactéries

Dans un contexte de changements globaux, plusieurs questions nouvelles interpellent de plus en plus la communauté scientifique, mais aussi les gestionnaires en charge de gérer les problèmes générés par les cyanobactéries. La première de ces questions concerne les effets des changements climatiques sur les proliférations de cyanobactéries et de microalgues toxiques. Cette question, abordée dès 2008, a motivé de nombreux travaux qui ont permis de pondérer et d'enrichir les propos des premiers écrits qui prédisaient une augmentation générale des proliférations de cyanobactéries sous l'effet du réchauffement climatique. En particulier, il est apparu que les interactions entre réchauffement climatique et eutrophisation ne conduisaient pas forcément à une augmentation des efflorescences de cyanobactéries, le résultat dépendant de l'état trophique des écosystèmes et des espèces de cyanobactéries considérées. Par ailleurs, au-delà de l'effet direct de l'augmentation de la température sur le taux de croissance des cyanobactéries, plusieurs études ont montré que les changements climatiques semblaient promouvoir pour une part importante les proliférations de micro-organismes photosynthétiques à travers les effets d'événements climatiques extrêmes (fortes pluies, ouragans, etc.) sur les apports en nutriments dans les écosystèmes aquatiques.
À l'instar de cette interrogation sur les cyanobactéries, ou en se référant à l'exemple de la Loire sur les macro-in-
vertébrés, il semble encore difficile de prévoir aisément le comportement biologique futur des systèmes : d'abord
parce que les projections générales de climat sont entachées de nombreuses incertitudes, l'une d'elles étant que
le signal est construit à un grain spatial très grossier par rapport à l'échelle de réalisation des processus écolo-
giques ; ensuite parce que les modifications concerneront non seulement les facteurs de forçage climatiques,
mais aussi l'adaptation des paysages et des pratiques humaines au sein de ces paysages, et enfin, parce que
ces forçages vont modifier les intensités des relations fonctionnelles complexes.

Néanmoins, différentes évolutions projetées incitent à penser que la probabilité de développement des cyanobac-
téries ou des dinoflagellés sera accrue au détriment des diatomées et des chlorophytes :

- tout d'abord, les températures plus chaudes vont favoriser les cyanobactéries au détriment des diatomées et des chlorophycées, à partir de 25 °C et au-delà ;

- il faut considérer non seulement les valeurs de température, mais aussi leur durée et leur saisonnalité, avec de nouveaux régimes thermiques susceptibles d'augmenter considérablement les plages d'opportunité pour certaines espèces (par exemple Alexandrium) ;

- les évolutions des transferts de nutriments vont à la fois modifier les rapports N : P mais les nouvelles conditions physico-chimiques dans les milieux aquatiques vont occasionner de nouvelles proportions dans les formes de N, notamment un rapport $NH_4^+ :NO_3^-$ qui augmente en situation de dette en $O_2$ (§ 3.4.1). Quand N : P augmente et quand $NH_4^+ :NO_3^-$ augmente également, ces conditions favorisent les cyanobactéries et les dinoflagellés ;

- dans des réservoirs du Middle West américain, il a été montré que ces nouvelles conditions augmentaient également la production de métabolites secondaires, dont certaines toxines de type myrocystine.

L'ensemble des signaux potentiellement négatifs liés aux changements globaux quant à l'augmentation pos-
sible de la prévalence des développements de cyanobactéries incite à en faire un point de vigilance et à s'inter-
roger sur les dispositifs de suivi et d'alerte à construire ou à renforcer.

## 3.5. Les évolutions sociopolitiques et les perceptions par la société

**3.5.1. Une périodisation de l'action publique**

Les sciences sociales s'appuient surtout sur trois régions pour analyser les évolutions sociopolitiques : la ré-
gion des Grands Lacs nord-américains, à la frontière du Canada et des États-Unis, la baie de Chesapeake, dans
le Maryland et la Virginie, à l'est des États-Unis et la mer Baltique et certains des pays riverains, en particulier
la Suède et la Finlande. Plus qu'en Amérique du Nord, les définitions européennes de l'eutrophisation insistent
sur les sources et les secteurs d'activité à l'origine de l'augmentation des nutriments. Ainsi, en Scandinavie, les
programmes de recherche ont intégré plus systématiquement qu'ailleurs les sciences humaines et sociales.
Dans les autres pays européens, et singulièrement en France, les travaux datent surtout de l'adoption de la
DCE, point de basculement, à la fois par l'usage du concept et par l'approche très intégratrice adoptée. Malgré
les différences de contexte très marquées, les politiques de lutte contre l'eutrophisation ont en commun de
suivre une évolution qui semble assez générique et que l'on peut découper en 3 grandes périodes.

**La première période**, commencée à la fin du XIXe siècle, est caractérisée par la prise en charge des pollutions liées aux milieux urbains, avec le développement d'infrastructures d'assainissement collectif et l'interdiction de rejets directs vers les milieux aquatiques. La préoccupation est avant tout sanitaire, avec des objectifs de réduction des pollutions bactériennes et en nutriments, dans des contextes de forte densité de population. Dans tous les cas étudiés, les résultats obtenus par les politiques de gestion sont significatifs, ce qui ne signifie pas que l'environnement n'ait pas été marqué durablement. Dans les pays les plus anciennement industrialisés, cette gestion est
devenue politiquement et socialement peu visible, bien qu'elle se soit traduite par des investissements publics significatifs. Cette phase est encore en cours dans bon nombre de pays en développement.

La deuxième période se déploie, dans les cas étudiés, entre les années 1970 et 1990 : les diagnostics s'affinent pour une gestion différenciée des causes. Des cadres législatifs et réglementaires se mettent en place mais les actions restent majoritairement locales, visant la gestion du petit cycle de l'eau<fnref n="1" />. Les pollutions ponctuelles concentrent ainsi l'essentiel des politiques. Celles-ci peuvent être le fait d'actions directes, de la part des autorités publiques (amélioration de l'assainissement collectif), ou d'une réglementation ad hoc ou encore d'une négociation avec des opérateurs industriels facilement identifiables. Là aussi, des résultats significatifs sont obtenus, quoique souvent de haute lutte et au prix de programmes très coûteux pour les finances publiques. Cette modalité d'action est encore dominante dans nombre de pays, notamment en Asie du Sud-Est et en Chine.

La troisième période date des années 1990, en Europe comme aux États-Unis, et porte sur les pollutions diffuses, touchant cette fois au grand cycle de l'eau. Plusieurs facteurs expliquent ce basculement : la diminution relative des sources ponctuelles, l'amélioration des connaissances mettant davantage en évidence les apports venant des versants ou le rôle des dépôts atmosphériques dans l'eutrophisation, la difficulté à obtenir des résultats relatifs aux pollutions diffuses agricoles. C'est une période de durcissement des réglementations, tant en ce qui concerne les émissions que la qualité des milieux récepteurs. Prédominent dans ce contexte les approches fondées sur l'engagement volontaire des parties prenantes dans des programmes locaux de lutte contre les pollutions, y compris les apports sédimentaires dans les milieux aquatiques.

Cette périodisation à gros traits mérite d'être affinée selon des facteurs locaux. Les facteurs environnementaux semblent avoir un effet assez limité sur le type de politiques mises en œuvre. L'identification des différents facteurs de contrôle a pu structurer l'action publique (phosphore dans les Grands Lacs, nitrates dans l'Union européenne). Cependant, les instruments déployés ont souvent eu des effets simultanés sur les deux sources. Par ailleurs, les politiques publiques se sont orientées récemment, dans certains pays, vers un plus grand niveau d'intégration, considérant de plus en plus l'azote et le phosphore de façon couplée.

### 3.5.2. Des facteurs déclenchants

L'analyse des facteurs déclenchants de ces politiques publiques montre que c'est bien souvent la conjonction de plusieurs dynamiques qui conduit à la mise à l'agenda des problèmes d'eutrophisation, suivant en cela l'analyse classique de la construction sociale des problèmes publics environnementaux : connaissance, alignement temporel, part de hasard, événements dramatiques et mobilisation, sur le terrain, de lanceurs d'alerte et d'entrepreneurs de cause (Figure 3.13).

La majorité des auteurs considère que la recherche a joué un rôle essentiel dans cette mise à l'agenda. Plus largement, l'organisation de relations entre sciences et politique a constitué le cœur des dispositifs de gouvernance de l'eutrophisation. Les institutions de recherche et les chercheurs ont participé à la construction de cadrages pour la prise en charge de ces questions, qu'il s'agisse de recherche finalisée, de la conception de modèles, de lancement d'alertes ou de production de discours critiques.

Certains auteurs insistent davantage sur le rôle des mouvements sociaux faisant pression sur les autorités pour obtenir d'elles un changement d'attitude vis-à-vis des acteurs économiques puissants qui peuvent avoir intérêt au statu quo. Là encore, le cas de la réglementation des teneurs en phosphates dans les lessives constitue un exemple éclairant. En France, le rôle des mobilisations environnementalistes locales dans l'intensification de l'effort gouvernemental pour lutter contre l'eutrophisation côtière a été également souligné par les travaux consacrés à la prise en charge des marées vertes en Bretagne.

L'influence du système de gouvernement et du régime de régulation des pollutions est souvent évoquée. Une étude comparative entre l'histoire environnementale et les caractéristiques sociospatiales de la baie de Chesapeake et de l'Écosse souligne ainsi des différences profondes dans la gestion des pollutions entre l'Ancien et le Nouveau Monde, du fait de temporalités et de formes d'artificialisation des écosystèmes aquatiques bien distinctes. La gestion de l'héritage des pollutions passées, très importante dans le cas de l'eutrophisation, ne peut de ce fait être appréhendée de la même manière par les gestionnaires. Sur la période la plus récente, plusieurs auteurs mettent

<footnote n="1">1. Le petit cycle de l'eau est celui du traitement et de la production d'eau potable, cycle artificialisé, cycle des producteurs, traiteurs et distributeurs d'eau, limité géographiquement aux zones urbanisées. Le grand cycle de l'eau, cycle de la nature, va des précipitations à l'écoulement dans les nappes, aux cours d'eau, incluant le bassin-versant.</footnote>
cependant en évidence l'importance de la circulation des cadres et des initiatives de politiques publiques d'un espace à l'autre. Par ailleurs, des deux côtés de l'Atlantique, l'existence d'une coordination fédérale ou communautaire s'est avérée déterminante pour la structuration des politiques publiques de lutte contre l'eutrophisation.

<figure><img src="image_40.png" /><figcaption>Figure 3.13. Périodisation de la lutte contre l'eutrophisation et réponses théoriques d'un écosystème. De nombreuses trajectoires sont possibles (linéaires ou abruptes, avec ou sans hystérésis, avec ou sans changement d'état), en fonction de l'histoire de l'écosystème aquatique, de ses caractéristiques physiques et biologiques ainsi que de celles de son bassin versant.</figcaption></figure>

### 3.5.3. De l'évolution des perceptions par les populations aux politiques publiques

Dans les pays industrialisés, la perception de la qualité de l'eau est marquée par une disjonction profonde entre l'eau consommée et « l'eau-milieu ». Cette disjonction ne doit pas être perçue comme immuable. Elle témoigne cependant d'un processus historique d'éloignement des milieux aquatiques, sinon d'exclusion, de l'expérience quotidienne de la majorité de la population. La visibilité sociale immédiate des pollutions par les nutriments est généralement faible. Elle peut cependant s'accroître dans certaines circonstances liées aux phénomènes d'eutrophisation : efflorescences algales visibles, par exemple efflorescence de macroalgues de type « marée verte », formes d'hypoxie sévère, qui se manifestent par des changements d'aspect, d'odeur de l'eau, de type de végétation dominant ou par la mort d'organismes aquatiques, ou encore interdiction de baignades, coupure d'alimentation en eau potable, interdiction de consommation de produits aquatiques, etc. Peu de travaux rendent compte, sur le plan de l'analyse des perceptions, des impressions des observateurs non experts confrontés à ce type d'événements. Cependant, certains montrent que les observateurs en conservent la mémoire en tant qu'événements de référence, à partir desquels la qualité des cours d'eau ou des masses d'eau est évaluée.

Mobilisations environnementales, dispositifs d'action publique et production médiatique contribuent à faire exister et à cadrer les façons dont l'eutrophisation est vue, comprise, identifiée comme problématique, débattue par chacun des acteurs de la société. Autrement dit, ils contribuent à l'acquisition d'une visibilité sociale « secondaire » de l'eutrophisation, en renforçant sa présence dans des discours de vigilance ou de dénonciation à caractère public.

L'intérêt des médias pour les phénomènes d'eutrophisation s'est ainsi renforcé dans certaines régions, leur intégration dans l'actualité passant par des « événements », comme une efflorescence algale visible et speculaire. Mais l'événement est le plus souvent, dans le cas de l'eutrophisation, construit par des mobilisa-
tions d'acteurs qui proposent aux journalistes des grilles de lecture que ces derniers vont pouvoir réutiliser. Dès lors que les phénomènes d'eutrophisation deviennent objets de mobilisations sociales et politiques, l'agenda médiatique est aussi gouverné par le renforcement des dispositifs de surveillance et de mesure et de politiques publiques qui se déploient dans le temps. À l'origine catégorie experte, en voie d'appropriation par un public élargi du fait de la montée en puissance des inquiétudes environnementales, l'eutrophisation est également devenue une catégorie importante de l'action publique. Elle est identifiée à la fois comme un problème à résoudre et comme un signe de la santé des milieux aquatiques, donnant lieu à un suivi par des indicateurs de plus en plus fins.

### 3.5.4. Tensions et conflits autour de l'eutrophisation

À l'image d'autres problèmes environnementaux, les phénomènes d'eutrophisation, en particulier les crises dystrophiques, révèlent et cristallisent les tensions sociales. Les conflits qui émaillent la prise en charge des problèmes de qualité de l'eau et de santé des milieux aquatiques sont tout autant liés aux conséquences dommageables des dégradations environnementales qu'à leur prise en charge institutionnelle. Ces conflits apparaissent comme des moments clés dans le processus de coordination des acteurs. Aussi, l'intensité des conflits dépend moins de la gravité des effets de l'eutrophisation, que de la visibilité sociale de celle-ci et du niveau de structuration des acteurs, qu'il s'agisse des institutions, des groupes professionnels, dont la responsabilité est engagée ou l'activité menacée, ou de la société civile. L'impact de ces conflits sur l'efficacité de la prise en charge de l'eutrophisation, discuté dans la littérature, est sans doute variable. Parmi l'abondante littérature dédiée à l'analyse des conflits hydriques, les conflits liés à l'eutrophisation restent cependant encore très peu étudiés. Le cas des marées vertes en France fait dans ce contexte figure d'exception : les travaux qui y ont été consacrés montrent que le processus de coordination entre le monde agricole, les élus locaux et les associations de défense de l'environnement est heurté, fragile, marqué par des ruptures. Les conflits entre ces différents groupes et les conflits internes à ceux-ci ont pesé, depuis les années 1970, sur la prise en charge du problème. Ces conflits sont complexes : ils mettent en présence des intérêts économiques, mais aussi des représentations de l'environnement, des conceptions de l'action publique, de la responsabilité sociale et de la connaissance scientifique très différenciés.

La lecture traditionnelle des conflits d'environnement, en termes de conflits d'usage associés à l'enjeu d'appropriation d'une ressource rare, ne suffit pas à rendre compte de leur complexité et de leur dynamique contemporaine. En effet, des problèmes environnementaux comme l'eutrophisation ont une certaine épaisseur historique, font l'objet de politiques publiques structurées, sont attachés à des milieux investis d'une valeur sociale et culturelle, dans des sociétés où les connaissances scientifiques sont accessibles à un public large. Par ailleurs, la dépendance à une même ressource en eau est au moins autant facteur de renforcement des solidarités et de négociation que d'antagonismes durables. Dans ce contexte, les acteurs de conflits politiques et sociaux peuvent utiliser les problèmes environnementaux comme argumentaire et moyen de pression. Les problèmes environnementaux peuvent aussi constituer une infrastructure invisible sur laquelle se reproduisent ou s'accentuent des inégalités sociales, économiques ou politiques, sans se traduire par des conflits explicites. C'est le cas, par exemple, lorsque la dégradation de la qualité des eaux touche principalement des populations disposant de faibles ressources, ce qui rend leur accès à d'autres formes d'approvisionnement en eau plus coûteuses ou limite la possibilité de bénéficier gratuitement des aménités environnementales pour leurs loisirs.

Pour analyser ces tensions, les approches qui privilégient une lecture stratégique et celles qui s'attachent à analyser les représentations conflictuelles de l'environnement et des risques attachés à sa dégradation, s'avèrent complémentaires. Mais elles sont souvent abordées dans la littérature de façon exclusive les unes des autres. Qui plus est, l'aggravation des phénomènes d'eutrophisation étant indissociable des dynamiques de développement, des recherches beaucoup plus poussées seraient à conduire pour resituer ces conflits dans des trajectoires plus amples d'évolution structurelle des socioécosystèmes, par exemple en prenant appui sur la notion de cycle hydrosocial, développée par le géographe E. Swyngedouw. Cette notion vise à
rendre compte de la façon dont l'eau est socialement et politiquement construite, à la fois sur le plan matériel et sur le plan des représentations. Elle sert de point d'appui à plusieurs auteurs du corpus retenu pour rendre compte des transformations affectant les écosystèmes aquatiques dans le contexte de milieux forte-ment anthropisés. Certains travaux montrent ainsi que la crainte de la sécheresse conduit, dans certaines régions du sud de l'Europe, à une gestion des infrastructures hydriques qui, d'une part, renforce la vulnérabilité des écosystèmes aquatiques à l'eutrophisation, d'autre part, exclut dans la pratique les interventions préventives. La pression sur la ressource, liée par exemple au développement de l'agriculture irriguée ou des infrastructures touristiques, conduit à une gestion essentiellement quantitative de l'eau, et à une limitation de fait de la prise en compte des enjeux de l'eutrophisation. Ainsi, les études menées en Sicile ont permis de montrer que l'échec des politiques de lutte contre l'eutrophisation y était étroitement corrélaté à un cadrage politique faisant de l'eau un problème avant tout quantitatif, l'eau devant être stockée et les réserves artificialisées dans un objectif de continuité de l'approvisionnement.

La complexité de l'articulation entre gestion quantitative et gestion qualitative de l'eau est soulignée dans de nombreuses études de cas, par exemple en France sur le bassin-versant de la Charente, dans le contexte d'augmentation des prélèvements d'eau liés à l'agriculture : si la qualité de l'eau apparaît comme la problématique dominante pour de nombreux acteurs de l'aval du bassin-versant (conchyliculteurs, opérateurs touristiques par exemple), la négociation entre porteurs d'enjeux est plus susceptible d'aboutir lorsqu'elle s'appuie sur des décisions d'équipement ou sur une allocation effective de la ressource (par exemple, en termes de volumes prélevés par catégorie d'usagers).

L'eutrophisation des milieux aquatiques reste cependant un sujet peu étudié sous cet angle, malgré la liaison très étroite existant entre dynamiques de développement, modes de gestion de l'eau et renforcement des crises dystrophiques. Cette relation étroite peut être appréhendée à différentes échelles, qu'il s'agisse de la gestion locale de l'eau, ou des grandes évolutions socio-économiques observables à l'échelle mondiale : améliorer la connaissance de ces processus permettrait de rendre plus intelligibles et de resituer dans le temps long des dynamiques conflictuelles souvent complexes.

En Europe de l'Ouest, les politiques publiques de lutte contre l'eutrophisation et la conflictualité sociale qui entoure le phénomène se concentrent aujourd'hui sur les activités agricoles. Les formes que prennent les conflits liés aux pollutions d'origine agricole sont variées, mais elles sont marquées par la même tension entre les modes de coordination disponibles et les leviers de négociation très faibles au niveau local. Cette faiblesse peut être analysée sur plusieurs plans. Sur un plan général, la cohérence entre les politiques publiques agricoles et les politiques publiques de l'eau est un facteur déterminant d'évolution effective des systèmes de production. Or, si les politiques de l'eau sont historiquement structurées et déclinées à l'échelon local, du fait notamment de l'importance de l'échelle du bassin-versant, les politiques agricoles sont conçues et négociées à d'autres échelles. Sur le plan institutionnel, les moyens et les instruments d'action locaux sur l'agriculture sont limités et s'inscrivent par ailleurs dans des dispositifs d'action publique d'une grande complexité, de portée générique, dont les acteurs locaux ne se saisissent pas toujours. Dans ce contexte, les efforts de gouvernance spécifiques mis en place dans les territoires à enjeu « eutrophisation » peuvent produire, à court terme, des tensions et des frustrations : ils confrontent les gestionnaires, les représentants de la société civile et les acteurs agricoles aux limites structurelles de leur propre action. Lorsque de telles démarches s'inscrivent dans la durée, cependant, elles peuvent produire des effets d'apprentissage collectif et une reterritorialisation des questions agricoles. Ces effets s'observent, par exemple, dans le cas de la gestion de l'eutrophisation côtière en Bretagne : la prise en charge de la problématique des marées vertes s'appuie depuis 2010 sur une reconnaissance institutionnelle à différentes échelles, qui laisse une place importante à la construction, par les acteurs des baies touchées, de projets de territoire à basses fuites de nutriments très intégratifs et différenciés entre les baies. La seconde génération de projets locaux fait apparaître une plus grande prise en compte des conditions économiques de la transition vers des systèmes plus économes en intrants et mieux intégrés dans l'économie du territoire, c'est-à-dire plus durables et plus résilients. Ces dynamiques de changement restent cependant fragiles, tant elles dépendent de l'allocation des fonds publics et de la volatilité des prix agricoles, qui suivent des temporalités différentes et sont marqués par de fortes incertitudes. Elles dépendent également de la qualité des interactions entre porteurs d'enjeux, la dénonciation des impacts de l'eutrophisation étant aujourd'hui indissociable d'une mise en cause plus glo-
bale de l'activité agricole et de la mobilisation de ses acteurs pour en prendre en charge les conséquences sociales et environnementales.

L'entrée par les pollutions diffuses d'origine agricole, dominante aujourd'hui dans l'Union européenne, met en effet en présence dans un même espace des acteurs fréquentant des espaces sociaux différenciés, voire totalement disjoints. C'est a fortiori le cas pour l'eutrophisation, qui, par son caractère multifactoriel et non linéaire, oblige à penser et à mettre en débat, non plus seulement une activité et ses conséquences, mais plus globalement la question de la responsabilité des activités humaines et du fonctionnement de la nature. Une prise en charge collective effective ne peut donc évacuer la question de la diversité des façons d'apprévender les savoirs qui fondent l'action de restauration.

<figure><img src="image_41.png" /></figure>
<figure><img src="image_42.png" /></figure>
## 4. Dispositifs pour encadrer l'eutrophisation : cadres réglementaires et outils de suivi

<figure><img src="image_43.png" /></figure>

La prise de conscience par les États des phénomènes d'eutrophisation remonte aux années 1970. La durée entre le constat et l'encadrement juridique qui s'est mis en place est relativement courte. En effet, très rapidement, des règles de droit international, de droit communautaire et de droit national ont vu le jour. La mise en place de certaines de ces politiques de protection et de gestion de l'eau repose en grande partie sur l'information tirée de réseaux de surveillance, tant pour connaître l'évolution des états des milieux, soumis à des influences diverses (en particulier le climat), que pour mesurer les effets des actions de gestion. La phrase « apprendre en marchant et corriger le tir en tant que besoin » qualifie bien ces démarches. En parallèle, la recherche scientifique s'appuie sur des observatoires où l'investigation est plus poussée, où des instrumentations de pointe sont testées et où le temps long est privilégié. Les Systèmes d'observation et d'expérimentation sur le long terme pour la recherche en environnement (SOERE) en France, les LTER (Long Term Ecological Research), les CZO (Critical Zone Observatories) aux États-Unis, ou le programme mondial « Continuous Plankton Recorder » répondent à ces ambitions.

Nous décrivons dans ce chapitre l'évolution des cadres réglementaires en lien avec la protection de l'eau, puis les réseaux d'observation liés à cette sphère opérationnelle, que nous « interrogeons » sur leur capacité à répondre à la question de l'eutrophisation. Nous complétons cela par l'examen des groupes biologiques qui sont ou seraient utiles en tant qu'indicateurs du processus d'eutrophisation. Nous prenons ensuite quelques exemples de réseaux long terme. Enfin, nous nous intéressons aux nouvelles technologies qui émergent dans les domaines des capteurs et de l'imagerie et qui pourront tôt ou tard bénéficier à la surveillance, ainsi qu'aux ambitions citoyennes d'observation naissantes, qui, soit accompagnées scientifiquement, soit spontanées, s'inviteront dans les futurs débats entre la science et la société.
<table><caption>Tableau 4.1. Instruments juridiques internationaux et communautaires de lutte contre les rejets de nutriments dans l'eau et l'atmosphère.</caption><tr><td>2 nov. 1973</td><td>Convention internationale pour la prévention de la pollution par les navires (MARPOL)</td><td>Traite de la prévention de la pollution du milieu marin, que les causes soient liées à l'exploitation ou à des accidents. Le protocole de 1997 crée une nouvelle Annexe VI qui limite les principaux polluants de l'air contenus dans les gaz d'échappement des navires (oxydes de soufre et oxydes d'azote qui contribuent à l'acidification et à l'eutrophisation).</td></tr><tr><td>22 mars 1974</td><td>Convention d'Helsinki sur la protection du milieu marin de la mer Baltique (HELCOM)</td><td>Premier texte international traitant des pollutions marines d'origine tellurique. Depuis 1992, la convention prévoit les « risques d'eutrophisation d'origine tellurique » comme critère permettant d'identifier, d'évaluer et de classer les substances nocives (c'est-à-dire dont l'introduction dans la mer est susceptible de causer une pollution).</td></tr><tr><td>4 juin 1974</td><td>Convention de Paris pour la prévention de la pollution d'origine tellurique dans l'Atlantique Nord-Est</td><td>Fixe une liste des substances à limiter/éliminer et institue une commission chargée d'examiner l'état des mers et de formuler des recommandations. La lutte contre l'eutrophisation des eaux littorales devient une préoccupation importante pour la Commission de Paris dès les années 1980.</td></tr><tr><td>16 fév. 1976</td><td>Convention de Barcelone sur la protection du milieu marin et du littoral de la Méditerranée</td><td>Institue un système de surveillance continue de la pollution en mer Méditerranée. Protocole d'Athènes du 16 mai 1980 : prévoit d'éliminer progressivement les apports de substances nocives, en particulier les composés de l'azote et du phosphore et autres substances pouvant être cause d'eutrophisation.</td></tr><tr><td>13 nov. 1979</td><td>Convention de Genève sur la pollution atmosphérique transfrontière à longue distance (PATLD)</td><td>A pour objet de réduire la pollution atmosphérique. Protocole de Göteborg du 30 novembre 1999 relatif à la réduction de l'acidification, de l'eutrophisation et de l'ozone troposphérique : fixe des plafonds d'émission pour différents polluants atmosphériques (soufre, oxydes d'azote, ammoniac et COV) responsables de l'acidification et de l'eutrophisation.</td></tr><tr><td>21 mai 1991</td><td>Directive 91/271/CEE relative au traitement des eaux résiduaires urbaines (DERU)</td><td>Concerne la collecte, le traitement et le rejet des eaux urbaines résiduaires, ainsi que le traitement et le rejet des eaux usées provenant de certains secteurs industriels. Cette directive a pour objet de protéger l'environnement contre une détérioration due aux rejets des eaux résiduaires. Elle oblige les États à définir des zones sensibles où le traitement est plus poussé.</td></tr><tr><td>12 déc. 1991</td><td>Directive 91/676/CEE pour la protection des eaux contre la pollution par les nitrates d'origine agricole (directive Nitrates)</td><td>Vise à réduire la pollution des eaux provoquée ou induite par les nitrates à partir de sources agricoles et à prévenir les pollutions de ce type. Oblige les États à délimiter des zones vulnérables et à définir des programmes d'action portant sur les zones vulnérables désignées.</td></tr><tr><td>22 sept. 1992</td><td>Convention OSPAR pour la protection du milieu marin de l'Atlantique Nord-Est</td><td>Instrument unique qui regroupe la Convention de Paris de 1974 et la Convention d'Oslo de 1972 relatives à la prévention des pollutions marines par les opérations d'immersion effectuées par les navires et aéroneks. Elle adopte une approche globale de la protection du milieu marin et crée la Commission OSPAR chargée d'élaborer des plans d'action. Elle est à l'origine de la mise en œuvre de la Stratégie de lutte contre l'eutrophisation qui s'appuie sur une procédure commune de détermination de l'état d'eutrophisation de la zone maritime.</td></tr><tr><td>23 oct. 2000</td><td>Directive-cadre sur l'eau 2000/60/CE (DCE)</td><td>Établit un cadre communautaire pour parvenir à un bon état écologique des eaux de surface et des eaux souterraines dans tous les bassins hydrographiques. S'appuie pour l'eutrophisation sur des éléments biologiques et des paramètres physico-chimiques (concentration en oxygène dissous, température, salinité, turbidité, concentration en nutriments, concentration en chlorophylle a, azote total, phosphore total, carbone, zooplancton, etc.).</td></tr><tr><td>23 oct. 2001</td><td>Directive 2001/81/CE fixant des plafonds d'émission nationaux pour certains polluants atmosphériques (PEN)</td><td>Définit des limites pour les émissions nationales totales de quatre polluants (dioxyde de soufre, oxydes d'azote, COV et ammoniac) sources d'acidification et eutrophisation.</td></tr><tr><td>17 juin 2008</td><td>Directive-cadre stratégie pour le milieu marin 2008/56/CE (DCSMM)</td><td>Établit un cadre d'action communautaire permettant aux États « de prendre toutes les mesures nécessaires pour réaliser ou maintenir un bon état écologique du milieu marin au plus tard en 2020 ». Instaure le cinquième descripteur sur l'eutrophisation pour définir le bon état écologique.</td></tr><tr><td>24 nov. 2010</td><td>Directive relative aux émissions industrielles (IED)</td><td>Vise à limiter des émissions de substances polluantes par les industries.</td></tr></table>
# 4.1. Évolution du cadre réglementaire et surveillance associée

## 4.1.1. Évolution des cadres réglementaires

Le cadre juridique de l'eutrophisation se compose de règles internationales, européennes et nationales. Les traités internationaux concernent plus particulièrement l'eutrophisation des mers et des océans, et celle liée aux émissions atmosphériques. Certains de ces traités posent des critères précis d'eutrophisation et prévoient la mise en place de programmes d'action. Les règles de droit communautaire concernent elles aussi l'eutrophisation marine et sa part liée aux émissions atmosphériques, mais également celle des eaux douces sur le territoire de l'Union européenne. Quant aux dispositions de droit national, elles se révèlent particulièrement foisonnantes et elles ont fortement évolué sous l'influence du droit communautaire. Ce cadre juridique de l'eutrophisation, né dans les années 1960-1970, évolue avec les connaissances scientifiques et se renforce progressivement (Tableau 4.1).

Le nombre important de dispositions internationales et communautaires rend leur articulation assez complexe. Si tous ces instruments ont pour objectif la réduction des concentrations en nutriments, chacun impose en effet une méthode (identification de zones, programmes d'action, etc.) et des résultats propres (valeurs limites, bon état écologique, etc.). Selon les instruments, il existe des marges de manœuvre plus ou moins grandes, ce qui a incité les États à défendre une conception souvent assez restrictive de la notion d'eutrophisation et des mesures associées, pour s'exempter de leurs obligations (d'où des condamnations par la Cour de justice).

Il est important de garder à l'esprit la logique qui a prévalu à la définition des normes : c'est ainsi que la directive Nitrates, qui est axée sur l'origine agricole des nitrates, a d'abord défini un seuil de nitrates par rapport à des normes de potabilité et non des normes de sensibilité des écosystèmes, généralement beaucoup plus basses, tout en indiquant la nécessaire prise en compte de la sensibilité des écosystèmes face à l'eutrophisation. À l'appui de cette distinction entre potabilité et risque d'eutrophisation, une synthèse récente montre que les normes nationales de potabilité pour les nitrates se situent entre 5,6 mg/L NO₃-N (Espagne, Suisse), et 11,3 mg/L NO₃-N (Europe), alors que les seuils de sensibilité pour les hydrosystèmes de surface sont plus bas : États-Unis (0,1 à 2,1 NO₃-N), Allemagne (2,5 NO₃-N), Canada (3 NO₃-N) (Tableau 4.2). La norme de potabilité pour la France, qui ne figure pas dans ce tableau 4.2, est de 50 mg/L NO₃ soit 11,3 mg/L NO₃-N, qui correspond aussi à une recommandation de l'OMS.

<table><caption>Tableau 4.2. Comparaison des normes de qualité pour l'azote et le phosphore dans le monde. A noter, pour l'azote, la distinction entre normes de potabilité et normes de qualité de l'eau pour les écosystèmes. TN : azote total ; * la gamme de valeur est importante car elle intègre les objectifs spécifiques de plus de 500 masses d'eau. Source : Liu et al., 2017.</caption><thead><tr><th rowspan="2"></th><th colspan="2">Azote (mg N/L)</th><th rowspan="2">Phosphore total (mg P/L)</th></tr><tr><th>Normes de potabilité</th><th>Normes de qualité de l'eau<br>pour les écosystèmes</th></tr></thead><tbody><tr><td>Canada</td><td>10 (NO<sub>3</sub>-N)</td><td>3 (NO<sub>3</sub>-N)</td><td>0.02</td></tr><tr><td>Chine</td><td>10 (NO<sub>3</sub>-N)</td><td>1 (NO<sub>3</sub>-N)</td><td>0.05 (lacs), 0.2 (rivières)</td></tr><tr><td>Union Européenne</td><td>11.3 (NO<sub>3</sub>-N)</td><td>5.6 (NO<sub>3</sub>-N)</td><td>0.07-0.15</td></tr><tr><td>Allemagne</td><td>11.3 (NO<sub>3</sub>-N)</td><td>3 (TN), 2.5 (NO<sub>3</sub>-N)</td><td>0.15</td></tr><tr><td>Suisse</td><td>5.6 (NO<sub>3</sub>-N)</td><td>7 (TN), 5.6 (NO<sub>3</sub>-N)</td><td>0.07</td></tr><tr><td>Pays-Bas</td><td>11.3 (NO<sub>3</sub>-N)</td><td>0.12-18* (TN)</td><td>0.01-2.5*</td></tr><tr><td>Etats-Unis</td><td>10 (NO<sub>3</sub>-N)</td><td>0.1-1.27 (TN, lacs)<br>0.12-2.17 (TN, rivières)</td><td>0.008-0.038 (lacs),<br>0.01-0.076 (rivières)</td></tr></tbody></table>
À l'heure actuelle, au niveau national, l'arsenal juridique de lutte contre l'eutrophisation se compose principalement de dispositions qui protègent les milieux, en imposant la délimitation de territoires à l'intérieur desquels une gestion environnementale est prescrite, et de dispositions qui encadrent les activités susceptibles d'occasionner des déversements potentiellement source d'eutrophisation dans les milieux.

Les dispositions qui permettent de protéger les milieux contre l'eutrophisation relèvent principalement de deux techniques d'intervention : le zonage et la planification. Le zonage, qui concerne la ressource en eau, permet de protéger des zones, parce qu'il s'agit de zones déjà atteintes par la pollution, ou encore parce qu'il s'agit de zones où les ressources en eau sont stratégiques. Certains zonages concernent expressément la lutte contre l'eutrophisation : les zones sensibles à l'eutrophisation (issues de la DERU), les zones vulnérables aux pollutions par les nitrates (issues de la directive Nitrates), ou encore les bassins connaissant d'importantes marées vertes sur les plages (art. L 211-3,8° du Code de l'environnement). La planification concerne, quant à elle, la gestion de l'eau et la protection de la qualité de l'air. Les Schémas directeurs d'aménagement et de gestion des eaux (SDAGE) et les Schémas d'aménagement et de gestion des eaux (SAGE), ainsi que les Plans d'action pour le milieu marin (PAMM), doivent permettre d'atteindre le « bon état écologique » des masses d'eau. Les outils de planification de l'air doivent, quant à eux, permettre de lutter contre les pollutions atmosphériques.

Au sein de ces dispositions qui permettent de protéger les milieux contre l'eutrophisation, la notion d'eutrophisation est présente, très explicitement, dans les directives DERU et Nitrates (qui donnent une définition de l'eutrophisation) et dans la directive DCSMM (dont le descripteur 5 sur l'eutrophisation sert à définir le bon état écologique), mais plus implicitement dans la directive DCE (qui fait seulement référence au phénomène dans sa liste indicative des principaux polluants de l'annexe VIII). Des niveaux limites de concentration en nutriments sont envisagés, soit de façon directe par la fixation de valeurs limites, soit de façon plus indirecte au moyen du bon état écologique (Tableau 4.3).

<table><caption>Tableau 4.3. Enjeux de réduction des concentrations en nutriments selon les directives. EH : équivalent habitants.</caption><thead><tr><td>Directive</td><td>Objectif général</td><td>Objectif en termes d'eutrophisation : réduction des concentrations en nutriments (valeurs limites lorsqu'elles existent)</td></tr></thead><tbody><tr><td>DERU</td><td>Protéger l'environnement des impacts négatifs des eaux résiduaires urbaines</td><td>- Concentration moyenne maximum en phosphore de 2 mg/L (EH compris entre 10 000 et 100 000) et de 1 mg/L (EH de plus de 100 000).<br/>- Concentration moyenne maximum en azote de 15 mg/l (EH compris entre 10 000 et 100 000) et de 10 mg/L (EH de plus de 100 000).</td></tr><tr><td>Nitrates</td><td>Protéger les milieux aquatiques contre la pollution causée par les nitrates d'origine agricole</td><td>- Seuil de concentration en nitrate : 50 mg/L dans les eaux superficielles et les eaux souterraines.<br/>- Statut trophique des masses d'eau (pas d'indicateur chiffré).</td></tr><tr><td>DCE</td><td>Atteindre le bon état écologique des masses d'eau</td><td>Son annexe V mentionne la concentration en nutriments parmi de nombreux autres paramètres. La DCE ne fixe pas de valeur limites de concentration en nutriments (mais laisse le soin aux États de définir de tels seuils) ; elle fait référence à d'autres directives comme la directive Eau potable 98/83/CE : 50 mg/L de nitrates, 0,5 mg/L de nitrites. À noter que des directives d'application sectorielles postérieures ont prévu des valeurs limites, par exemple la directive sur les poissons d'eau douce pour phosphates, nitrites et ammoniac.</td></tr><tr><td>DCSMM</td><td>Atteindre le bon état écologique des eaux marines</td><td>La DCSMM ne fixe pas de valeur limite de concentration en nutriments, mais prévoit des descripteurs qualitatifs servant à définir le bon état écologique (en particulier le descripteur 5 sur l'eutrophisation).</td></tr></tbody></table>
<figure><img src="image_44.png" /><figcaption>Figure 4.1. Emprises spatiales des différentes conventions régionales et directives européennes. Certains pays comme la France sont amenés à gérer jusqu'à quatre directives/conventions dans leurs eaux côtières (cercle en pointillé rouge).</figcaption></figure>

ZEE : Zone économique exclusive ; mn = mille nautique ;
SRM : Sous-région marine.
Source : Devreker et Lefebvre, 2016.

Les dispositions qui encadrent les activités susceptibles d'occasionner des déversements dans les milieux potentiellement sources d'eutrophisation relèvent de plusieurs règles de police : certaines concernent les installations, d'autres les produits. Les polices des installations concernent des installations dites « clas- sées pour la protection de l'environnement » et les installations qui ont un impact sur l'eau et les milieux aquatiques. Quant aux polices relatives aux produits, elles ont été développées pour encadrer la mise sur le marché de produits tels que les détergents à base de phosphates, les engrais, etc.

L'eutrophisation et les problèmes qu'elle induit s'inscrivent dans un contexte juridique national, commu- nautaire et international relativement foisonnant, nécessairement évolutif et vraisemblablement de moins en moins sectoriel et de plus en plus intégré (eau/atmosphère, eaux douces/eaux de mer, etc.). La cohé- rence d'un encadrement intégrant azote et phosphore peine cependant à se mettre en place. Par ailleurs, à l'échelle territoriale, la multitude des dispositifs reste encore complexe pour les acteurs locaux. Les direc- tives et les conventions à l'échelle européenne agissent parfois sur un même territoire, amenant certains pays comme la France à gérer jusqu'à quatre directives/conventions dans leurs eaux côtières (Figure 4.1). Le Conseil d'État, dans son rapport de 2010, affirme que le droit de l'eau ressemble encore « à une construc- tion baroque, fruit de la sédimentation de législations disparates traitant séparément les catégories d'eaux [...] ou leurs usages respectifs en cherchant à répondre aux préoccupations du moment ou en poursuivant des finalités distinctes ». S'agissant de l'eutrophisation, des efforts pour améliorer l'articulation entre les différents instruments juridiques concernés sont toutefois à noter (instruction gouvernementale du 17 février 2014 sur l'articulation entre DCE et DCSMM, travaux de l'Ifremer à ce sujet, etc.).
### 4.1.2. La gestion par seuils ou quantités annuelles à ne pas dépasser

Divers auteurs ont analysé des données biologiques de réseaux de surveillance pour dégager des points de basculement (tipping point) en fonction des concentrations de nutriments. Cette littérature est difficile à analyser, et il est assez délicat de le faire sans tenir compte des contextes géographiques et des contrastes dans les jeux de données<fnref n="1" />. En effet, les points de basculement vont d'abord dépendre des situations hydro-géologiques, de la nature des sols des bassins-versants, de l'héritage du passé et des nutriments stockés dans les sols, les nappes et les cours d'eau, de la géomorphologie des cours d'eau et enfin de la relation des bassins aux estuaires et aux zones côtières et à leurs conditions de circulation ou de confinement hydrique. On comprend également que, compte tenu de la dépendance spatiale des différents milieux (continuums terre-mer, terre-zones humides, lacs, réservoirs, lagunes ; aquifères-milieux superficiels), il soit nécessaire de maîtriser ces différentes composantes spatiales, les flux qui les irriguent et les concentrations relatives en nutriments, ainsi que les seuils de vulnérabilités écologiques associés, pour définir les niveaux de risque d'eutrophisation.

Cette complexité est gérable, notamment par l'utilisation de différents modèles, souvent en combinaison, ce qui présente un double avantage (1) pédagogique, en explicitant les hypothèses et en illustrant spatialement les résultats (cartographies surfaciques ou linéaires, animations), (2) opérationnel, en propageant et comparaant des scénarios. Une traduction simplifiée de cette complexité analytique peut ensuite être transformée en objectifs de quantité de nutriments à ne pas dépasser annuellement (exemples du bassin du Mississippi dont dépend la zone anoxique du golfe du Mexique, des Grands Lacs américains, de la baie de Chesapeake, de la convention OSPAR) ou en concentrations différenciées (par exemple des modélisations de la Seine ou des bassins d'alimentation des baies bretonnes).

Mais le point de vue biophysique n'est pas le seul à prendre en considération dans l'édition de normes qui ne sont pas indépendantes des contextes sociopolitiques, des coûts de mise en œuvre de la remédiation et des transformations opérables techniquement et humainement.

S'agissant de la norme de 50 mg/L de NO₃⁻, elle est clairement relative à la potabilité de l'eau<fnref n="2" /> et non à la prévention des milieux vis-à-vis du processus d'eutrophisation. Des situations à 1 à 3 mg/L sont caractéristiques de zones à très faible pression humaine ; certaines publications identifient un point de basculement pour des valeurs à peine supérieures, mais, là encore, plutôt sur des premiers changements de composition spécifique des communautés. La transparence sur les critères de jugement et la pédagogie qui y est associée sont primordiales pour établir des gammes de valeurs seuils (voir aussi 4.1.4). Le tissu technique français « interagences de l'eau » avait produit avant l'entrée en vigueur de la DCE une grille de consensus pour différents usages des milieux (Système d'évaluation de la qualité de l'eau ou SEQ) et proposait différentes valeurs guides dans la gamme de 2 à 50 mg/L NO₃⁻. Il serait intéressant d'analyser la trajectoire historique de ces valeurs guides et leur déclinaison territoriale.

### 4.1.3. Réseaux de surveillance réglementaires

L'adoption de la DCE en Europe, de la même manière que le Clean Water Act (1972) aux États-Unis, a induit de profonds changements dans les politiques de gestion de l'eau, en élargissant l'évaluation de l'état de cette ressource au suivi des communautés biologiques qui s'y développent, et non plus seulement aux measures chimiques. La DCE s'applique aux eaux de surface continentales et littorales, ainsi que souterraines. Elle a par ailleurs fortement influencé la mise en œuvre de la DCSMM. En effet, la DCSMM préconise pour l'instant (travaux en cours) d'utiliser les résultats issus de la DCE au niveau côtier (< 1 mille nautique). Par ailleurs, en France, les données issues des réseaux DCE sont remontées au niveau régional pour alimenter les évaluations OSPAR ou Barcelone. Ce chapitre sera donc consacré principalement à « interroger » la capacité des réseaux DCE à répondre à la question de la surveillance de l'eutrophisation.

<footnote n="1">1. Il est courant de ne pas trouver de point de basculement dans des univers où toutes les situations observables présentent une biologie banalisée depuis longtemps ; mais le fait de ne pas en trouver ne signifie pas pour autant que ces situations ne sont pas dégradées et que les valeurs de nutriments ne constituent pas un risque pour des zones plus aval.</footnote>

<footnote n="2">2. Cette question n'entre pas dans le champ de cette Esco.</footnote>
## Principales caractéristiques des réseaux de surveillance généraux en France

Pour les eaux continentales, un Réseau national de bassins (RNB) d'environ 1 700 points d'observation de la qualité des eaux superficielles existait depuis les années 1980 avant d'être remplacé en 2007 par les réseaux de suivi DCE. Deux évolutions notables ont été opérées, l'une dans la couverture spatiale, qui se devait d'être plus représentative de l'ensemble des masses d'eau (unité spatiale élémentaire), sans atteindre toutefois leur exacte proportionnalité (il subsiste encore une sous-représentation des têtes de bas-sin) et l'autre dans une augmentation des paramètres suivis, notamment par la systématisation de mesures biologiques pour l'évaluation de l'état écologique.

Le dispositif de suivi s'articule désormais autour de près de 4 500 stations suivies, toutes catégories de masses d'eau confondues, sur un total de masses d'eau de près de 11 500 (Tableau 4.4), soit un taux de renseignement général de 38 %. Les masses d'eau non suivies font quand même l'objet d'une estimation du Risque de non-atteinte des objectifs environnementaux (RNAOE), grâce à un examen des pressions suscep-tibles de les impacter et d'une évaluation de leur état écologique par modélisation.

<table><caption>Tableau 4.4. Proportions de masse d'eau de surface faisant l'objet de suivis par rapport au total de masses d'eau dans chaque catégorie. Source : Eau France, 2013.</caption><thead><tr><th></th><th></th><th>Métropole</th><th>Outre-mer</th><th>France</th></tr></thead><tbody><tr><td rowspan="3">Cours d'eau</td><td>Nombre</td><td>9 799</td><td>1 025</td><td>10 824</td></tr><tr><td>Nombre suivies</td><td>3 783</td><td>97</td><td>3 880</td></tr><tr><td>% suivies</td><td>39</td><td>9</td><td>36</td></tr><tr><td rowspan="3">Plan d'eau</td><td>Nombre</td><td>434</td><td>5</td><td>439</td></tr><tr><td>Nombre suivies</td><td>311</td><td>2</td><td>313</td></tr><tr><td>% suivies</td><td>72</td><td>40</td><td>71</td></tr><tr><td rowspan="3">Eaux de transition</td><td>Nombre</td><td>84</td><td>12</td><td>96</td></tr><tr><td>Nombre suivies</td><td>77</td><td>9</td><td>86</td></tr><tr><td>% suivies</td><td>92</td><td>75</td><td>90</td></tr><tr><td rowspan="3">Eaux côtières</td><td>Nombre</td><td>120</td><td>44</td><td>164</td></tr><tr><td>Nombre suivies</td><td>92</td><td>34</td><td>126</td></tr><tr><td>% suivies</td><td>77</td><td>77</td><td>77</td></tr><tr><td rowspan="3">Total</td><td>Nombre</td><td>10 437</td><td>1 086</td><td>11 523</td></tr><tr><td>Nombre suivies</td><td>4 263</td><td>142</td><td>4 405</td></tr><tr><td>% suivies</td><td>41</td><td>13</td><td>38</td></tr></tbody></table>

Ces chiffres sont importants pour bien avoir à l'esprit les ordres de grandeur, le grain et la spatialisation des données qui peuvent être ensuite mobilisées pour analyser le processus d'eutrophisation, avec leurs incertitudes associées et les relations pression-état qui peuvent être établies.

Pour le milieu marin, la surveillance DCE s'appuie principalement sur les réseaux historiques de l'Ifremer : le Réseau national d'observation de la qualité du milieu marin (RNO), créé en 1974, et le Réseau de surveillance du phytoplancton et des phycotoxines (REPHY), créé en 1984. Les paramètres physico-chimiques (T °C, salinité, turbidité, nutriments, oxygène dissous, chlorophylle a), initialement mesurés dans le RNO, ont été rattachés au REPHY en 2008 lors de la mise en place opérationnelle de la DCE, tandis que le RNO a été remplacé par le réseau d'observation de la contamination chimique (ROCCH). La surveillance des macrophytes et des invertébrés benthiques est, quant à elle, réalisée au sein du Réseau de surveillance des peuplements benthiques (REBENT), mis en œuvre en 2006 sous la coordination de l'Ifremer et impliquant un grand nombre d'acteurs. Le développement de ce réseau au niveau national s'est appuyé sur le pilote REBENT mis en place initialement en Bretagne au début des années 2000, ainsi que sur le Réseau de suivi des herbiers de posidonies (RSP), créé en 1984, ou sur le Réseau de suivi lagunaire (RSL), créé en 2000, pour la façade méditerranéenne.
Concernant la DCSMM, un programme de surveillance, élément du Plan d'Action pour le Milieu Marin (PAMM) vient d'être proposé (en 2016), pour chaque sous-région marine (Manche, mer du Nord, mers celtiques, golfe de Gascogne, Méditerranée occidentale). Cela a été réalisé au regard des résultats de l'évaluation initiale 2012 et des connaissances acquises via les programmes d'observation et de surveillance, les études et les recherches et en considérant l'avis des experts locaux.

## Les systèmes de surveillance s'intéressent à un état écologique global

Les systèmes de surveillance à l'œuvre dans les hydrosystèmes en Europe et en Amérique du Nord sont construits pour recueillir des informations simultanées sur les trois compartiments des hydrosystèmes, à savoir la chimie, la physique et la biologie. C'est donc avant tout une appréciation globale de l'état de santé des milieux qui est recherchée, en accord respectivement avec la Directive-Cadre européenne sur l'eau (DCE, 2000) et le Clean Water Act (CWA, 1972). La bio-indication qui est née au début du siècle dernier avait d'abord été calée pour mesurer l'effet des pollutions dominantes de l'époque, notamment les excès de matières organiques rejetées directement dans le milieu aquatique. Elle a ensuite évolué au tournant des années 1980 pour prendre en compte un spectre beaucoup plus large d'altérations des milieux grâce à des indices biologiques multimétriques plus intégrateurs, recommandés, depuis, dans l'annexe 5 de la DCE. Les chercheurs européens ont largement été mobilisés dans la décennie 2000-2010 dans de nombreux programmes (Aquem STAR, Rebecca, Wiser, MARS pour les eaux douces, groupes d'intercalibration géographiques Nord-Est Atlantique et Méditerranée sur les indices DCE de biomasse, d'abondance et de composition du phytoplancton marin, etc.), pour améliorer et adapter les méthodes existantes, notamment en les transformant en indices multimétriques et pour interétalonner leurs résultats entre les différents pays membres.

Le dispositif désormais en fonction revêt par conséquent une certaine complexité, dans la mesure où il ne se contente plus de déceler des dépassements de seuils physico-chimiques définis pour satisfaire des usages cibles, mais il combine différents indices biologiques ayant des sensibilités et des temps de réponses variés aux pollutions ou aux cocktails de pollutions (par exemple poissons, macro-invertébrés, macrophytes) avec des paramètres chimiques et physico-chimiques pour rendre compte d'un état écologique des masses d'eau. Les points de vigilance concernent les échelles de travail, les pas de temps considérés et le poids éventuel de pressions mal prises en compte. Les points de progrès concernent l'amélioration des relations entre pressions et réponses biologiques, et le parti pris qui pourrait être tiré des caractéristiques biologiques, en particulier les traits pour aider à diagnostiquer les situations.

Ce dispositif général introduit par les nouvelles directives-cadres a gagné en capacité à déceler des dysfonctionnements causés par des pressions multiples. L'eutrophisation n'est devenue qu'une cause parmi d'autres : la DCE n'y fait d'ailleurs mention que dans son annexe V, très technique, qui définit les limites de classes d'état, en rappelant que les directives préexistantes, Nitrates et Eaux résiduaires urbaines, doivent toujours être respectées. La question des facteurs de stress multiples (multiple stressors en langue anglaise) est devenue très prégnante dans la littérature, notamment depuis 2010, et constitue aujourd'hui un des défis scientifiques importants en hydrobiologie et océanographie, d'autant que les évolutions climatiques récentes (c'est-à-dire la dernière décennie la plus chaude jamais enregistrée) modifient les relations entre les facteurs de forçage et les réponses écologiques des hydrosystèmes.

### 4.1.4. Référence dans un cadre réglementaire

Dans la DCE comme dans le Clean Water Act, la référence est relative aux meilleures situations contemporaines observables, qui ne sont donc plus des situations historiques, « vierges » de toute occupation humaine ou pristines. Le curseur « bon état », qui est retenu comme objectif de la DCE en termes de référence à atteindre, a fait l'objet de définitions techniques, notamment par l'annexe 5 de la directive, et d'une intercomparaison<fnref n="3" /> des méthodes de bio-indication entre pays membres. Des guides européens ont été produits. Les

<footnote n="3">3. À titre d'exemple, les critères de screening étaient des proxys régionalisés tels que la proportion de surfaces artificialisées (< 0,8 %) ou le pourcentage de surfaces dédiées à l'agriculture (< 25 % agriculture intensive et < 30 % agriculture non intensive pour le Groupe Nordique ; < 50 % agriculture intensive pour le groupe Central Baltique) et des critères chimiques (O2 = 95-105 % ; N-NH4 = 0,10 mg/L ; N-N03 = 6,00 mg/L ; P-P04 = 0,040 mg/L), valeurs moyennes pour le Groupe Baltique Centrale.</footnote>
critères techniques ont ensuite été transcrits dans des arrêtés nationaux. Le produit de toute cette démarche technique, qui est assez complexe, aboutit à un classement synthétique des états dans la gamme désormais familière des qualificatifs « très bon, bon, moyen, médiocre, mauvais » associés à des codes couleur pour les cartographier. Les états de référence considérés sont susceptibles d'évoluer dans le temps, notamment sous influence climatique. Un dispositif général intègre cet aspect, dans la mesure où un réseau dit de référence pérenne (RRP) d'environ 300 stations suivies a été mis en place à cette fin en France métropolitaine.

## 4.2. Autres réseaux plus spécifiquement dédiés à la surveillance de l'eutrophisation

Il n'est pas possible ici de détailler par le menu les différents réseaux existant au niveau international ni même de chercher à en faire un inventaire exhaustif, mais il est important d'en mentionner l'existence car de nombreuses publications sont basées sur les données qu'ils recueillent. Aux États-Unis, une stratégie de recherche spécifique a traité cette problématique de l'eutrophisation, complétée par différents réseaux de suivi qui couvrent les zones de crise (Chesapeake Bay program, LUMCOM pour le golfe du Mexique, etc.), dans les régions sujettes depuis longtemps aux manifestations souvent aiguës de l'eutrophisation. En Europe, la Grande-Bretagne s'est dotée d'un réseau dédié à l'eutrophisation pour l'identification des zones sensibles et le suivi des actions (ECAPs : Eutrophication Control Action Plans).

### 4.2.1. Réseaux dédiés à l'eutrophisation aux États-Unis

La pollution par les nutriments avait été identifiée comme une des causes majeures de dégradation des eaux dès les années 1970, avec des cas emblématiques comme les Grands Lacs laurentiens et la baie de Chesapeake (voir chapitre 3) ou le golfe du Mexique en aval du bassin du Mississippi (anoxies, mortalités de poissons, efflorescences d'algues toxiques).

Pour les eaux continentales, l'US Geological Survey (USGS) s'est vu confier une mission de recherche pour comprendre et modéliser toute la chaîne causale impliquée dans le processus d'eutrophisation (sources, transfert terrestre, transfert fluvial). L'USGS a ainsi déployé une stratégie adaptée reposant sur une sélection de 51 bassins cibles dans lesquels un échantillonnage densifié des nutriments a été conduit. Il visait à affiner les bilans de sources, à mieux identifier les zones productrices de nutriments et la saisonnalité des processus de transfert rythmés par l'hydrologie. Ces données permettent de caler des modèles régionalisés de transfert et de flux de type Sparrow (SPAtially-Referenced Regression On Watershed attributes) largement déployés sur le territoire des États-Unis (cf. chapitre 5). Un autre modèle, SWAT (Soil and Water Assessment Tool), développé par l'US Department of Agriculture (USDA) et récemment actualisé et enrichi, est aussi déployé dans certains bassins à agriculture intensive dominante (cf. chapitre 5).

Ces modèles sont à la base de scénarios rétrospectifs et prospectifs pour analyser ou projeter des measures de remédiation des excès de nutriments. Cette stratégie de travail a été suivie pendant 10 à 15 ans pour affiner la connaissance régionale de la dynamique des nutriments, mais elle restait essentiellement une démarche géochimique. Ce n'est que très récemment que des couplages plus systémiques sont proposés par la littérature aux États-Unis, qui prolongent la chaîne de causalité en allant jusqu'à une probabilité d'altération de l'état de santé des cours d'eau (indices biologiques relatifs aux macro-invertébrés ou aux poissons).
Pour les eaux marines, la National Oceanic and Atmospheric Administration (NOAA) a mené en 1999 un premier programme d'évaluation synchrone de l'état d'eutrophisation des 139 principaux estuaires nationaux (National Estuarine Eutrophication Assessment), et une commission académique a recommandé en 2000 de réitérer tous les 10 ans cette photographie instantanée de l'état d'eutrophisation des côtes américaines. Cette commission a aussi prôné un meilleur couplage entre mesures de surveillance et modèles pour optimiser le positionnement des prélèvements dans l'espace et le temps, ainsi que cela a été fait au Danemark.

On retiendra de ces exemples aux États-Unis qu'un focus sur une altération donnée comme l'eutrophisation nécessite une stratégie d'échantillonnage dédiée, et qu'un recours à la modélisation est nécessaire dès lors que des processus dynamiques en cascade sont impliqués. La modélisation permet, d'une part, un retour critique sur la donnée, et, d'autre part, une intégration de cette donnée et des extrapolations spatiales et temporelles, avec une maîtrise des incertitudes associées. Il y a des bénéfices à attendre d'une complémentation entre données des réseaux de surveillance et modélisation (pour une présentation plus approfondie de la modélisation, voir le chapitre 5).

### 4.2.2. Les observatoires en France

#### Observatoires sur les lacs

En France métropolitaine s'est structuré l'Observatoire des lacs alpins (OLA), désormais labellisé Systèmes d'observation et d'expérimentation de recherches en environnement (SOERE). Cet observatoire s'est mis en place progressivement à partir de questions initiales relatives au développement de l'eutrophisation (années 1960-1980). Les séries de données produites par l'Observatoire et SOERE sont « longues » (plusieurs décennies) donc largement supérieures au temps de résidence moyen des eaux (Tableau 4.5). Elles décrivent la trajectoire écologique de trois grands lacs profonds (Annecy, Bourget et Léman), proches en termes d'environnement (même écorégion et type de développement économique), mais soumis à une application différente des mesures de lutte contre l'eutrophisation (Tableau 4.5).

<table><caption>Tableau 4.5. Dates de mise en place des suivis lacustres, en lien avec la structure gestionnaire partenaire et historique du statut trophique. Source : Dorioz, 2010.</caption><thead><tr><td>LAC</td><td>Historique du contrôle</td><td>Gestionnaire</td><td>Date des suivis</td></tr></thead><tbody><tr><td>État actuel (Temps de séjour moyen ; profondeur maximale)</td><td>charge externe en P</td><td></td><td></td></tr><tr><td>LÉMAN</td><td>Contrôle progressif à partir de 1980 (déphosphatation, interdiction TPP etc.)</td><td>Commission internationale pour la protection des eaux du Léman (CIPEL)</td><td>Depuis 1957</td></tr><tr><td>ANNECY</td><td>Quasi totale dès 1980 (collecteur circulaire et rejets à l'exutoire du lac)</td><td>Syndicat mixte du lac d'Annecy (SILA)</td><td>1967-1977<br>1987-2010</td></tr><tr><td>BOURGET</td><td>En 1990 déversement de trois quarts des eaux usées traitées directement dans le Rhône</td><td>Comité intercommunal pour le suivi et l'assainissement du lac du Bourget (CISALB)</td><td>1988-1989<br>1995-1996<br>2004-2005<br>2007-2010</td></tr></tbody></table>

#### Observatoires sur les bassins-versants

Une dizaine de petits bassins-versants expérimentaux situés dans plusieurs régions françaises sont suivis par des équipes de chercheurs français. Les objectifs scientifiques de ces systèmes d'observation visent notamment à comprendre et modéliser les liens entre structures des bassins-versants, usages des sols, flux de nutriments et de matières. Ces bassins-versants font partie des infrastructures de recherches
soutenues par les systèmes d'observation et d'expérimentation de recherches en environnement (SOERE) pilotés par l'alliance Allenvi. Ils sont aussi intégrés dans le réseau des LTER (Long Term Ecological Research Network) et le réseau de la zone critique (Critical Zone Observation Network). La surveillance des nappes est réalisée par le BRGM (base ADES, récemment incluse dans le réseau de la zone critique), celle des sols par le GIS Sol (bases BDAT, base de données des analyses de terres et RMQS, réseau de mesure de la qualité des sols). Ces réseaux de suivis sont essentiels car s'inscrivant sur le long terme. Sur les dispositifs de type bassin-versant, acquérir des données de suivi des concentrations dans l'eau à haute fréquence est complémentaire, car ces données permettent de suivre sur le long terme et avec précision les exportations de nutriments. En effet, ils permettent de déterminer notamment les pas de temps optimaux de mesure pour les différents éléments chimiques et biologiques qui peuvent être ensuite déployés dans les réseaux de surveillance ; mais aussi de mieux quantifier les relations entre structure paysagère des bassins-versants et qualité de l'eau, et les temps de réponse entre changements d'usage des terres et flux de nutriments.

## Observatoires en milieu estuarien et marin

En France métropolitaine, différentes initiatives de suivi du milieu marin côtier par les laboratoires universitaires et les stations marines se sont regroupées et structurées depuis 1997 au sein d'un programme national, le Service d'observation en milieu littoral (SOMLIT), labellisé par l'Institut national des sciences de l'univers (INSU) du CNRS. Au sein du Réseau des stations et observatoires marins (RESOMAR), ce programme de suivi rassemble 19 stations suivies par 11 laboratoires marins, à la fois le long des côtes de la Manche, de l'Atlantique et de la Méditerranée. Des mesures physiques, chimiques et biologiques sont réalisées deux fois par mois. L'objectif principal de ce réseau est d'étudier l'impact du changement global sur les zones côtières, et son importance relative par rapport aux perturbations locales, dont l'enrichissement en nutriments. Des réseaux de suivi locaux dédiés à l'eutrophisation marine ont été lancés par l'Ifremer et des Agences de l'eau sur la Manche-Est (Réseau hydrologique littoral normand, RHLN, depuis 2000 en Normandie et Suivi régional des nutriments, SRN, depuis 1992 en Artois-Picardie) et sur l'ensemble des lagunes méditerranéennes françaises depuis 2000 (Réseau de suivi lagunaire, RSL).

À noter que, au niveau mondial, il existe un programme de suivi du phytoplancton, le « Continuous Plankton Recorder » (CPR), dans lequel la France est impliquée. Grâce à une méthode de suivi et d'analyse du plancton inchangée depuis 1948, et grâce à des instruments d'échantillonnage conçus pour être placés sur des bateaux marchands, ce programme est l'un des plus anciens et des plus étendus à l'échelle du globe. Plusieurs aspects de l'écologie et de la dynamique du plancton sont étudiés à travers ce programme, dont l'eutrophisation et les efflorescences de microalgues nuisibles (HABs).

## 4.3. Indicateurs et méthodes pour le suivi de l'eutrophisation

### 4.3.1. Pression, état et impacts

Les indicateurs d'eutrophisation sont généralement classés en indicateurs de pression (émissions de nutriments et flux), d'état chimique (concentrations en nutriments dans les eaux) et d'impact (par exemple indicateurs biologiques, oxygène, etc., révélateurs de l'état de santé de l'écosystème aquatique) (Tableau 4.6). Si les indicateurs de pression et d'état sont identiques pour l'ensemble des milieux continentaux et marins, les indicateurs d'impact varient suivant les milieux.
<table><caption>Tableau 4.6. Indicateurs de pression, d'état et d'impact de l'eutrophisation dans les rivières, les lacs, les eaux de transitions, les eaux côtières et marines. * Seulement pour les lacs stratifiés. D'après Ibisch et al., 2017.</caption><thead><tr><th>Indicateurs</th><th>Rivières</th><th>Lacs</th><th>Eaux de transition</th><th>Eaux côtières</th><th>Eaux marines</th></tr></thead><tbody><tr><td><strong>Indicateurs de pression</strong></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Émissions de nutriments, charge en nutriments</td><td>●</td><td>●</td><td>●</td><td>●</td><td>●</td></tr><tr><td><strong>Indicateurs d'état</strong></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Concentrations en phosphore (P total, orthophosphate)</td><td>●</td><td>●</td><td>●</td><td>●</td><td>●</td></tr><tr><td>Concentrations en azote (N total, NO<sub>3</sub>)</td><td>●</td><td>●</td><td>●</td><td>●</td><td>●</td></tr><tr><td><strong>Indicateurs d'impact</strong></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>État écologique (DCE)</td><td>●</td><td>●</td><td>●</td><td>●</td><td>●</td></tr><tr><td>État environnemental (DCSMM)</td><td></td><td></td><td></td><td>●</td><td>●</td></tr><tr><td>Phytoplancton (chlorophylle a, biovolume)</td><td>●</td><td>●</td><td>●</td><td>●</td><td>●</td></tr><tr><td>Phytoplancton (composition de la communauté, algues nuisibles, toxiques)</td><td></td><td>●</td><td></td><td>●</td><td>●</td></tr><tr><td>Profondeur de Secchi</td><td></td><td>●</td><td></td><td>●</td><td>●</td></tr><tr><td>Macrophytes (profondeur de croissance inférieure)</td><td></td><td>●</td><td></td><td>●</td><td></td></tr><tr><td>Macrophytes (composition de la communauté)</td><td>●</td><td>●</td><td>●</td><td>●</td><td></td></tr><tr><td>Phytobenthos (composition de la communauté des algues benthiques)</td><td>●</td><td>●</td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Macrozoobenthos (composition de la communauté, biomasse)</td><td>●</td><td>●</td><td>●</td><td>●</td><td>●</td></tr><tr><td>Concentration en oxygène au fond</td><td></td><td>●*</td><td>●</td><td>●</td><td>●</td></tr></tbody></table>

L'évaluation des émissions et des flux de nutriments tels que les apports d'azote, de phosphore, de silice et de carbone, leur rétention dans les paysages ainsi que leur export vers les milieux récepteurs (plans d'eau, estuaires, zones côtières), repose sur un ensemble de mesures, d'indicateurs et de modèles, chacun étant entaché d'une incertitude, rarement mentionnée ou commentée. Par exemple, la mesure de l'efficacité des mesures de réduction des apports de N et P prises dans les bassins-versants passe par une incertitude analysée à plusieurs niveaux : les composantes incertaines des termes des bilans pour les surplus agricoles, la variabilité peu connue des rejets ponctuels et diffus, le calcul des flux estimés dans les milieux récepteurs avec peu de mesures, alors que la variabilité des concentrations et des débits est importante. L'établissement des bilans d'entrée-sortie aux plans d'eau est difficile lorsque les différences sont dans la marge d'incertitude des flux entrants et sortants. Enfin, l'extrapolation spatiale des émissions et des flux par des modèles hydrologiques et biogéochimiques à des zones non suivies est délicate, malgré leur importance dans la quantification de l'origine des apports (urbaine, industrielle, agricole, diffuse, ponctuelle).

Les indicateurs d'état (concentrations des nutriments) permettent de mettre en lien les émissions et les flux exportés par les bassins-versants avec les concentrations mesurées dans les milieux récepteurs. Ils sont plus généralement d'une importance majeure pour faire le lien avec les indicateurs biologiques. Cependant, cette importance contraste avec l'usage qui est fait dans le cadre de la DCE ; ces paramètres étant considérés seulement comme appui à la biologie. Pour s'affranchir de ce problème, l'outil HEAT (HELCOM Eutrophication Assessment Tool) réalise une évaluation séparée des trois groupes d'indicateurs (pression, état, impact) ; le déclassement s'effectuant par le plus mauvais résultat de ces indicateurs. Ainsi, certains pays ont eu une action très volontariste concernant le problème de l'eutrophisation. Par exemple le « Danish Aquatic Action Plan » au Danemark et le « Rhine Action Plan » en Allemagne sont des succès dans la définition des objectifs de diminution des nutriments, la mise en place des programmes de mesures, le suivi des effets et la révision des programmes et des objectifs. Si, dans la plupart des pays européens, les suivis sont de type DCE, c'est-à-dire à fréquence mensuelle ou inférieure, au Danemark les nutriments sont mesurés avec une fréquence qui peut atteindre 26 mesures par an dans les petits bassins agricoles, les bassins de référence ou forestiers et 19 mesures par an dans les plans d'eau ; c'est aussi le sens de l'investigation plus poussée sur les nutriments de l'USGS (cf. 4.2.1). Pour des bassins transfrontaliers ou d'export vers les zones côtières (Pays-Bas, Allemagne et Finlande), les suivis sont encore plus fréquentes (52 mesures par an). Les mesures peu fréquentes et de durée moindre compliquent la détection de tendances, notamment dans le cas des réseaux temporaires ou de certaines opérations tournantes. La comparaison des indicateurs de concentration à des seuils objectifs doit aussi se faire prudemment lorsqu'on utilise des quantiles supérieurs (C90) ou inférieurs (C10), plus incertains que les valeurs centrales (C50, Cmoyenne) (cf. 4.4.2).
Les indicateurs d'impact sont beaucoup plus nombreux et leur interprétation est complexe. Ils ont tous en commun la spécificité de répondre aux apports en nutriments, comme nous avons pu le voir dans le chapitre 2, à la fois de façon directe (indicateurs biologiques du compartiment des producteurs primaires) ou de manière indirecte (indicateurs biologiques sur les autres groupes que ceux du compartiment des producteurs primaires et indicateurs physico-chimiques influencés par les processus biologiques).

### 4.3.2. Indicateurs d'impact basés sur le compartiment des producteurs primaires

Dans la chaîne des processus, que l'on soit en milieu continental ou marin, c'est naturellement le compartiment des producteurs primaires qui est le premier impacté par le processus d'eutrophisation, avec notamment une augmentation de la biomasse du phytoplancton (qui se mesure généralement à travers une augmentation de la chlorophylle a) ou de l'abondance des macroalgues. Les symptômes reconnus sont identiques pour les eaux continentales et marines, excepté pour les deux groupes très peu abondants en eau marine dans les milieux tempérés, mais très développés en eau douce eutrophe à savoir les cyanobactéries planctoniques et les phanérogames benthiques. Comme expliqué dans le chapitre 2, ces manifestations sont dépendantes de plusieurs autres facteurs (temps de résidence de l'eau, lumière, température). Les symptômes ont ainsi des dynamiques saisonnières marquées, mais non relevées dans les réseaux de surveillance, qui privilégient des fréquences majoritairement annuelles pour les paramètres biologiques.

#### Plans d'eau

Dans le cas des plans d'eau, les classifications trophiques commencent à être documentées dès 1960 avec les travaux de Vollenweider et enrichis par la suite pour prendre en compte d'autres indicateurs (profondeur, turbidité, biomasse exprimée en biovolume, cyanobactéries, structure et distribution d'une communauté taxonomique, zooplancton) (Tableaux 4.7, 4.8). Pour les lacs peu profonds, l'utilisation des macrophytes apparaît pertinente. L'analyse des tendances sur les cyanobactéries toxiques, qui peuvent se développer dans les plans d'eau dans les années à venir avec le changement climatique, est aussi à prendre en compte parmi les indicateurs du futur.

<table><thead><tr><th>Classe</th><th>Désignation</th><th>Biomasse moyenne entre mai et octobre (mm³/L)</th><th>Biomasse du pic de l'efflorescence d'août (mm³/L)</th><th>Statut trophique du lac</th></tr></thead><tbody><tr><td>1a</td><td>Biomasse particulièrement petite</td><td>≤ 0,1</td><td>≤ 0,1</td><td>Ultraoligrotrophe</td></tr><tr><td>1b</td><td>Très petite biomasse</td><td>0,1-0,5</td><td>0,1-0,5</td><td>Oligotrophe</td></tr><tr><td>2</td><td>Petite biomasse</td><td>0,5-1,5</td><td>0,5-2</td><td>Mésotrophe</td></tr><tr><td>3</td><td>Biomasse modérément grande</td><td>1,5-2,5</td><td>2-4</td><td>Eutrophe I</td></tr><tr><td>4</td><td>Grande biomasse</td><td>2,5-5</td><td>4-8</td><td>Eutrophe II</td></tr><tr><td>5</td><td>Très grande biomasse</td><td>> 5</td><td>> 8</td><td>Hypereutrophe</td></tr></tbody></table>

Tableau 4.7. Système de classification de l'état d'eutrophisation des lacs en Suède, à partir de la biomasse exprimée en biovolume des algues planctoniques. D'après Wilen, 2000.

<table><thead><tr><th>Classe</th><th>Désignation</th><th>Phosphore total (µg/L)</th><th>Biomasse des cyanobactéries en août (mm³/L)</th><th>Nombre de genres de cyanobactéries produisant des toxines</th></tr></thead><tbody><tr><td>1</td><td>Très petite biomasse</td><td>6-12,5</td><td>&lt; 0,5</td><td>≤ 2</td></tr><tr><td>2</td><td>Petite biomasse</td><td>12,5-25</td><td>0,5-1</td><td>-</td></tr><tr><td>3</td><td>Biomasse modérément grande</td><td>25-50</td><td>1-2,5</td><td>3-4</td></tr><tr><td>4</td><td>Grande biomasse</td><td>50-100</td><td>2,5-5</td><td>-</td></tr><tr><td>5</td><td>Très grande biomasse</td><td>> 100</td><td>> 5</td><td>4</td></tr></tbody></table>

Tableau 4.8. Système de classification de l'état d'eutrophisation des lacs en Suède, à partir de la concentration en phosphore et des efflorescences de cyanobactéries à la fin de l'été. D'après Wilen, 2000.
En France, dans les années 1990, la méthode de la diagnose rapide avait été développée en mettant l'accent sur l'étude de quelques paramètres classiquement utilisés en Europe ou aux États-Unis pour évaluer l'état trophique des lacs (chlorophylle, transparence, oxygène dissous, phosphore, azote) avec une application à l'Agence de l'eau Rhône-Méditerranée-Corse. Conscients des limites de cette approche, ses auteurs ont eu le souci de la compléter par l'évaluation de la qualité chimique des sédiments et par la prise en compte d'une partie de la biocénose. C'est une méthode relativement complète de par les descripteurs utilisés (physico-chimiques et biologiques) et les compartiments étudiés (pleine eau, sédiment). Elle fait appel à un principe fondamental du fonctionnement des lacs qui suppose qu'il existe un lien entre la composition physico-chimique des eaux lors de la fin du mélange hivernal et les phénomènes qu'elle est susceptible d'engendrer dans les divers compartiments de l'écosystème au cours de la période de croissance végétale qui lui succède. En d'autres termes, le plan d'eau ferait « le plein » en nutriments en fin d'hiver, époque à laquelle ils ne sont pas encore utilisés pour la croissance végétale, alors que leurs teneurs sont maximales dans l'eau suite aux ruissellements hivernaux et au relargage par les sédiments. Au printemps et en été, ces nutriments soutiennent la production primaire et plus généralement l'ensemble de la chaîne trophique, et les conséquences sur le milieu s'observent plus particulièrement en fin de stratification estivale, notamment au niveau de la réserve d'oxygène hypolimnique. Il ressort de ce principe que la méthodologie de la diagnose rapide était réservée aux plans d'eau stratifiés durablement en été, ce qui exclut normalement ceux dont la profondeur ou le temps de séjour des eaux est réduit. La diagnose rapide est également mal adaptée pour les retenues artificielles à soutirage ou marnage important.

Au cours des 20 dernières années, les mesures en continu à plusieurs profondeurs ont été de plus en plus utilisées dans la littérature scientifique pour caractériser la dynamique physico-chimique des masses d'eau (oxygène dissous, température, pH, conductivité, etc.) et les conditions climatiques locales (vitesse du vent, radiation solaire, etc.). Elles permettent aussi de mieux comprendre la complexité spatiale et temporelle des plans d'eau ainsi que le métabolisme et les éventuels déséquilibres entre production photosynthétique et consommation/respiration. Il faut cependant rappeler que la France n'a mis en place son réseau pour les plans d'eau qu'avec la DCE au début des années 2000 ; les chroniques sont donc très récentes.

## Cours d'eau

Dans le cas de grandes rivières et fleuves, on privilégie la chlorophylle a, déterminée dans la masse d'eau ou sur le benthos (Tableau 4.9). Il s'agit généralement de ces valeurs qui, avec les indicateurs de concentration en azote et phosphore, déterminent les classes des différents niveaux trophiques. Des changements dans la végétation, en lien avec les apports d'azote ou de phosphore, sont également connus (Tableau 4.10).

<table><caption>Tableau 4.9. Limites de classes de l'état trophique des rivières et des fleuves. D'après Dodds *et al.*, 1998.</caption><thead><tr><th>Statut trophique</th><th>Concentration moyenne de chlorophylle a benthique (mg/m²)</th><th>Concentration maximum de chlorophylle a benthique (mg/m²)</th><th>Concentration de chlorophylle a dans la colonne d'eau (µg/L)</th><th>Azote total (µg/L)</th><th>Phosphore total (µg/L)</th></tr></thead><tbody><tr><td>Oligotrophe</td><td>&lt; 20</td><td>&lt; 60</td><td>&lt; 10</td><td>&lt; 700</td><td>&lt; 25</td></tr><tr><td>Mésotrophe</td><td>20-70</td><td>60-200</td><td>10-30</td><td>700-1 500</td><td>25-75</td></tr><tr><td>Eutrophe</td><td>&gt; 70</td><td>&gt; 200</td><td>&gt; 30</td><td>&gt; 1 500</td><td>&gt; 75</td></tr></tbody></table>

<table><caption>Tableau 4.10. Conséquences sur la végétation aquatique de l'enrichissement en nutriments dans les cours d'eau. D'après Dawson *et al.*, 1999, cités par Newman *et al.*, 2005.</caption><tr><td>Enrichissement en azote</td><td>Enrichissement en phosphore</td></tr><tr><td>Diminution du nombre d'espèces</td><td>Diminution du nombre d'espèces</td></tr><tr><td>Diminution des espèces rares</td><td>Diminution du nombre d'espèces rares</td></tr><tr><td>Diminution des mousses</td><td>Diminution des mousses</td></tr><tr><td>Augmentation de Lemna sp.</td><td>Augmentation de Cladophora, Enteromorpha, Potamogeton pectinatus, Sparganium erectum, Apium nodiflorum et Lemna minor</td></tr><tr><td>Augmentation d'Enteromorpha sp.</td><td>Augmentation du pourcentage de recouvrement de Cladophora</td></tr></table>
Pour une analyse plus poussée de l'eutrophisation, d'autres indicateurs d'impact peuvent être utilisés. Les variations journalières d'oxygène dissous et de pH, les taux de saturation en oxygène sont des indicateurs qui étaient préconisés dans le SEQ-Eau.

La DCE a introduit d'autres compartiments (macrophytes, phytobenthos, invertébrés, poissons), mais l'utilisation globalisée des indices de l'état écologique ne permet pas de rendre compte d'une façon directe de l'état de l'eutrophisation. En d'autres termes, ce qui ressort de toute l'évaluation est un état écologique général dans une cotation agrégée. La part de dégradation de l'état imputable à l'eutrophisation doit faire l'objet d'une double démarche : (1) aller rechercher dans les éléments de qualité relevés tels que les diatomées ou les macrophytes, les traits des espèces à affinité nitrophile ou à affinité pour le phosphore ou encore interpréter les métriques fonctionnelles des différentes communautés biologiques, (2) rechercher l'origine des causes possibles en analysant les pressions, ce qui en suppose une finesse de description adaptée à la question.

Cependant, l'échantillonnage temporel habituel des réseaux peut s'avérer insuffisant pour cerner correctement la dynamique d'eutrophisation. L'autre recommandation de prudence concerne la représentativité spatiale des stations de mesure, dont les résultats sont utilisés en les extrapolant à la masse d'eau (ME) ; en effet, il existe une forte hétérogénéité spatiale interne aux ME pour des paramètres tels que la morphologie ou la couverture arborée des ripisylves, qui peuvent influencer localement les manifestations de l'eutrophisation. La contextualisation spatiale des stations dans leur environnement plus large est donc essentielle.

Par le passé, l'Agence de l'eau Rhône-Méditerranée-Corse avait mis en place en 1998-1999 et 2002-2003 un réseau de suivi spécifique de l'eutrophisation sur des rivières considérées comme sensibles (environ 200 stations) : des mesures quantitatives de chlorophylle a étaient pratiquées en été tous les mois sur les stations à développement phytoplanctonique, ainsi qu'un inventaire quantitatif des macrophytes (en particulier les espèces proliférantes, le taux de recouvrement, la biomasse) complétées par des enregistrements sur 24 heures du pH et de l'oxygène dissous. Avec la refonte des réseaux DCE, cette action n'a malheureusement pas été réitérée depuis.

## Milieu marin

Au niveau mondial, de nombreuses méthodes ont été développées pour évaluer l'ampleur des effets de l'eutrophisation (Tableau 4.11). La plupart de ces méthodes intègrent des indicateurs physico-chimiques et biologiques et mesurent à la fois les effets directs et indirects pour évaluer la qualité de l'eau en lien avec la pression d'eutrophisation. Cependant, dans la plupart de ces méthodes, des difficultés persistent pour relier les apports en nutriments avec les réponses des écosystèmes (Tableau 4.11 : dernière colonne). De manière générale, les réponses biologiques face à des pressions multiples d'origines anthropiques sont nombreuses, mais il existe peu de réponses biologiques spécifiques.

<table><caption>Tableau 4.11. Méthodes permettant d'évaluer l'ampleur et les effets de l'eutrophisation en milieu côtier et marin.
PP : production primaire ;
HABs : efflorescence de microalgues nuisibles ;
DO : oxygène dissous ;
DIN : azote inorganique dissous ;
DIP : phosphore inorganique dissous ;
TN : azote total ;
TP : phosphore total ;
OM : matière organique ;
WC : transparence de l'eau.
D'après Ferreira et al., 2011.</caption><thead><tr><td>Nom de la méthode</td><td>Indicateurs biologiques</td><td>Indicateurs physico-chimiques</td><td>Lien avec la charge nutritive</td></tr></thead><tbody><tr><td>TRIX (TRophical IndeX for marine systems)</td><td>Chl</td><td>DO, DIN, TP</td><td>Non</td></tr><tr><td>EPA NCA Water Quality Index (US Environmental Protection Agency National Coastal Assessment)</td><td>Chl</td><td>WC, DO, DIN, DIP</td><td>Non</td></tr><tr><td>ASSETS (ASSessment of Estuarine Trophic Status)</td><td>Chl, macroalgues, phanérogames, HABs</td><td>DO</td><td>Oui</td></tr><tr><td>TWQI/LWQI (Lake Water Quality Index ; TWQI : Transitional Water Quality Index)</td><td>Chl, macroalgues, phanérogames</td><td>DO, DIN, DIP</td><td>Non</td></tr><tr><td>OSPAR COMPP (OSPAR Comprehensive Procedure)</td><td>Chl, macroalgues, phanérogames, HABs, phytoplancton</td><td>DO, TP, TN, DIN, DIP</td><td>Oui</td></tr><tr><td>DCE (Directive-Cadre européenne sur l'Eau)</td><td>Phytoplancton, Chl, macroalgues, invertébrés benthiques, phanérogames</td><td>DO, TP, TN, DIN, DIP, WC</td><td>Non</td></tr><tr><td>HEAT (HELCOM Eutrophication Assessment Tool)</td><td>Chl, PP, phanérogames, invertébrés benthiques, HABs, macroalgues</td><td>DO, TP, TN, DIN, DIP, WC</td><td>Non</td></tr><tr><td>RSL (utilisée dans le cadre du Réseau de suivi des lagunes méditerranéennes)</td><td>Chl, phanérogames, macrobenthos, HABs</td><td>DO, WC, SRP, TP, TN, DIN, OM, TN et TP du sédiment</td><td>Non</td></tr><tr><td>STI (Statistical Trophic Index)</td><td>Chl, PP</td><td>DIN, DIP</td><td>Non</td></tr></tbody></table>
La mesure de la chlorophylle a, utilisée pour mesurer l'évolution de la biomasse du phytoplancton, est com-
mune à l'ensemble de ces méthodes, de même que la mesure de la concentration en oxygène dissous (à
l'exception de la méthode STI).

Pour les algues et les phanérogames, l'évaluation du recouvrement et de la richesse spécifique des espèces pérennes par rapport à celle des opportunistes est un socle commun à l'ensemble des indices proposés au niveau mondial. Les perturbations locales d'origine anthropique sont en effet connues pour induire une évolution des écosystèmes d'un état préservé dominé par les espèces pérennes vers un état dégradé dominé par les espèces annuelles opportunistes.

Concernant les efflorescences de microalgues nuisibles (HABs), qui désignent toute prolifération de microal-
gues causant des nuisances en raison de leur forte biomasse ou de la production de toxines, l'effet de l'eu-
trophisation est clairement lié à chaque espèce de phytoplancton ainsi qu'aux conditions hydrodynamiques
du milieu. Les manifestations HABs les plus couramment reliées à l'enrichissement excessif, surtout azoté,
sont les productions de mousses par les flagellés coloniaux Phaeocystis, la production de toxine ASP par
des diatomées du genre Pseudo nitzschia et, plus généralement, l'augmentation du rapport dinoflagellés/
diatomées. Ces trois indicateurs sont mesurés régulièrement par certains pays.

Concernant les invertébrés benthiques, les effets délétères de la décomposition des macroalgues vertes ou brunes échouées restent limités à la faune des estrans impactés et aux juvéniles de poissons habituellement présents dans la bande d'eau de moins de 2 mètres de profondeur ; mais aucun indicateur spécifique de ces perturbations n'a encore été mis en place. Les impacts des hypoxies/anoxies de fond peuvent en revanche toucher de vastes surfaces, mais pratiquement aucune mesure régulière des abondances faunis-tiques en zone sensible, ni d'évaluation des épisodes de mortalité massive, n'a été mise en place.

En France, les indicateurs utilisés en lien avec l'eutrophisation dans le cadre du RCS de la DCE sont : les concentrations en nutriments, les mesures d'oxygène dissous, les mesures de chlorophylle, les comptages de cellules phytoplanctoniques, la couverture des milieux rocheux par des algues opportunistes, le suivi aérien des proliférations d'algues vertes opportunistes sur les zones sableuses et les vasières de la façade Manche-Atlantique, les efflorescences de microalgues nuisibles (HABs). Par ailleurs, un suivi régulier des contenus internes en azote et en phosphore des algues ulvacées est effectué sur la façade Manche-Atlantique dans le cadre de trois réseaux de contrôle opérationnel de la DCE. Ces suivis permettent, d'une part, de déterminer si la croissance algale est limitée par l'azote ou le phosphore et met au jour, d'autre part, la détection des changements avant même que ceux-ci soient perceptibles à plus grande échelle. L'interprétation des quotas internes en azote et en phosphore repose sur la connaissance des quotas critiques (quota à partir duquel la croissance n'est plus à son maximum) et de subsistance (quota à partir duquel la croissance de l'algue s'arrête).

4.3.3. Indicateurs d'impact basés sur les autres groupes biologiques

Comme cela a été décrit dans le chapitre 2, les modifications en cascade entraînées au cours du processus d'eutrophisation contribuent à : (1) une augmentation de la biomasse et des modifications dans la composition spécifique et la productivité des espèces d'invertébrés zooplanctoniques, les espèces brouteuses (par exemple les espèces de Cladocères du genre Daphnia) étant favorisées par rapport aux espèces des autres groupes trophiques, (2) à des modifications dans la biomasse, la productivité et la composition spécifique des invertébrés benthiques du fait de la raréfaction/disparition des espèces les plus sensibles et de la prolifération des espèces brouteuses, tolérantes (par exemple les gastéropodes du genre Lymnaea) aux dépens des autres groupes trophiques et (3) une perte de diversité spécifique des peuplements zooplanctoniques et d'invertébrés benthiques.

La relation entre concentration en nutriments, biomasse algale, biomasse des consommateurs primaires est modulée par le régime hydrologique, de sorte que la réponse des macro-invertébrés benthiques aux contaminations par les nutriments en rivière peut être considérée comme étroitement dépendante de la physiographie et du climat, car fortement influencée par le régime de perturbation hydrologique. Inversement, l'effet des changements climatiques sur les peuplements d'invertébrés aquatiques peut être largement
modulé par l'amélioration locale de la qualité physico-chimique de l'eau (notamment la réduction des teneurs en phosphore observée dans de nombreux grands cours d'eaux européens), qui peut contribuer au retour d'espèces polluo-sensibles même si la tendance sur le long terme est à une augmentation significative de la température de l'eau et à une réduction du débit. De même, l'effet d'ombrage généré par la ripisylve dans les cours d'eau de petite taille et de taille moyenne peut être un facteur de contrôle important de l'eutrophisation (jusqu'à 44 % de réduction de la productivité phytoplanctonique), même si ses conséquences sur la concentration en oxygène dissous, la demande chimique en oxygène (DCO), les teneurs en ions ammonium, nitrate et phosphate dans l'eau sont limitées.

L'interprétation du seul signal eutrophisation par les macro-invertébrés benthiques est donc moins directe que pour les indicateurs d'impact basés sur la production primaire. Des recherches sont en cours pour extraire une information plus spécialisée que celle des indices généraux, grâce à l'analyse simultanée de plusieurs dizaines de métriques taxonomiques ou fonctionnelles caractérisant les assemblages de macro-invertébrés benthiques (logique de diagnostic). Ainsi, sur la base de la fréquence d'utilisation de métriques bioécologiques par les assemblages d'invertébrés benthiques, il est possible de caractériser le risque d'altération par 16 types de pressions anthropiques, de plusieurs centaines de sites situés sur des cours d'eau peu profonds de France métropolitaine. Les 16 types de pression étudiés incluent notamment les « matières organiques », les « nitrates », les « autres composés azotés » et les « composés phosphorés ».

## 4.4. Le futur de la surveillance

### 4.4.1. Mesurer des paramètres complémentaires

Il est généralement admis qu'il existe une bonne connaissance qualitative des processus mis en jeu dans l'eutrophisation, mais l'influence quantitative sur les processus écologiques et les changements dans la structure des communautés ne sont pas encore bien connus. Considérant la complexité du processus d'eutrophisation, il apparaît que tous les paramètres de contrôle, avec effets positifs ou négatifs, ne sont pas pris en compte par les stratégies de surveillance de l'eutrophisation.

En ce qui concerne les apports de nutriments, les apports atmosphériques sont peu mesurés alors qu'ils peuvent représenter une part non négligeable des apports totaux dans certaines régions. Les teneurs en phosphore des sols sont aussi peu mesurées, et il serait particulièrement utile de les connaître. L'étude du sédiment apparaît également peu prise en compte dans les évaluations, et les informations obtenues sur le système pélagique et la colonne d'eau ne peuvent pas être interprétées dans leur ensemble.

La limitation de la production primaire planctonique pourrait être étudiée à travers l'étude du ratio de Redfield décrivant la composition moyenne en carbone, en azote et en phosphore de la biomasse phytoplanctonique, ou à travers la mesure du rapport des flux accessibles aux algues pour les divers éléments, et non celui des stocks disponibles à l'instant de la mesure ; c'est-à-dire de passer d'une évaluation statique à une évaluation dynamique du ou des facteurs limitants.

Il serait intéressant de combiner la mesure de la concentration en chlorophylle avec une mesure de processus comme celle de la production primaire.

Pour le phytoplancton, les réflexions tournent autour d'une évaluation holistique de la dynamique planctonique basée sur l'utilisation conjointe de trois indicateurs intégrant : 1) l'étude de groupes fonctionnels ou forme de vie, 2) l'utilisation des séries temporelles de la biomasse du phytoplancton et de l'abondance du zooplancton afin de suivre les changements significatifs de la production planctonique, iii) les indices de diversité prenant en compte le nombre d'espèces ou la dominance des espèces.

Concernant les efflorescences de microalgues nuisibles (HABs), l'enjeu est de comprendre quelle efflorescence est liée à l'eutrophisation et pourquoi une espèce particulière réagit à certaines conditions de nutriments, même si d'autres facteurs entrent aussi en jeu.
Il est important d'étudier les liens entre l'eutrophisation, le changement climatique et l'acidification des eaux marines et de considérer les effets cumulatifs et synergétiques lors de l'évaluation de l'état des écosystèmes. En ce qui concerne les effets des changements climatiques et de l'acidification, les programmes d'observation n'intègrent pas systématiquement les paramètres clés du système à savoir le pH, le pCO₂, l'alcalinité totale, le carbone inorganique dissous. Par conséquent, il n'existe pas d'indicateur intégrant ces paramètres. Pourtant, il n'est pas improbable que ces effets contrebalancent les efforts consentis en termes de réduction des apports en nutriments.

Pour les indicateurs biologiques portant sur les autres groupes que celui des producteurs primaires, comme cela a été dit dans la partie ci-dessus, des recherches sont en cours pour extraire une information plus spécialisée que celle des indices généraux.

### 4.4.2. Quantifier des incertitudes et optimiser des fréquences des suivis

Actuellement, l'évaluation des nutriments dans les cours d'eau porte sur deux types d'indicateurs : d'une part, la mesure *in situ* de concentrations ramenées ensuite à des statistiques (moyennes, extrêmes ou ratios pondérés par les débits), et, d'autre part, l'estimation des flux, ramenés généralement à la surface du bassin-versant. Ces indicateurs sont quantifiés par saison, par année, ou plusieurs années, à l'aide de modèles pour reconstituer des événements non mesurés.

En dehors des suivis pilotes mis en place sur quelques sites spécifiques, l'évaluation de ces indicateurs est réalisée à partir des suivis réguliers, réglementaires, de fréquence mensuelle, dans le meilleur des cas bimensuelle. Or cette fréquence n'est souvent adaptée que pour les grands bassins et pour les nutriments dont la concentration varie peu, comme c'est le cas souvent pour les nitrates qui présentent un comportement saisonnier assez prédictible. Pour les bassins de plus petite taille dont l'hydrologie est plus réactive et pour des nutriments sous forme particulaire comme P, un échantillonnage mensuel conduit à des estimations des indicateurs assortis d'une forte incertitude.

Pour estimer les flux de nutriments, il existe une vingtaine de méthodes qui permettent de combiner une donnée haute fréquence (le débit) avec une donnée discrète (la concentration en azote, en phosphore ou tout autre élément), regroupées généralement en deux grands groupes : les méthodes de régression, permettant d'estimer les concentrations des jours non échantillonnés par des relations empiriques faisant intervenir le débit, la saison, parfois la turbidité pour les éléments particuliers ; les méthodes de concentrations moyennes, qui consistent à multiplier des concentrations moyennes avec des débits sur des périodes spécifiques. Ces méthodes classiques sont encore largement utilisées pour l'évaluation des flux bien qu'elles ne soient pas entièrement satisfaisantes et qu'elles produisent des estimations imprécises. C'est notamment le cas pour des données de concentrations éparses ou lorsque le jeu de données ne rend pas compte d'une gamme représentative de concentrations et de débits ; ou encore lorsque la relation n'est pas linéaire (exemple des nutriments) ; ou que le nuage de points est assez dispersé et ne montre pas de relation particulière entre concentration et débit. Deux techniques sont alors mobilisées. Une première technique consiste à segmenter la régression générale en plusieurs sous-régressions. Il s'agit d'identifier des relations différentes suivant la période de basses eaux et hautes eaux, suivant la saison, suivant la période de montée des eaux ou de décrue, ou par période pluriannuelle s'il y a eu une tendance spécifique identifiée dans les données. Cette méthode nécessite ainsi une analyse *a priori* du fonctionnement du bassin-versant pour identifier des périodes homogènes de fonctionnement (régime similaire des exportations avec relation univoque concentration-débit, etc.). Une seconde technique consiste à utiliser un modèle multivarié en faisant intervenir plusieurs variables explicatives, sans émettre d'hypothèses sur les modifications dans les relations concentrations-débits.

Malgré de nombreuses études, le choix de la méthode, c'est-à-dire celle qui produit des estimations peu biaisées et précises, n'est pas simple. Des études récentes proposent une hiérarchie des méthodes suivant l'exposant de la relation concentration-débit pendant la période de hautes eaux et la valeur d'un indicateur de variabilité des débits. D'autres études proposent d'utiliser une seule méthode qui englobe tendance, saisonnalité et relation avec les débits, avec une estimation automatique des poids de ces composantes suivant les données analysées.
Cependant, pour une méthode donnée, des travaux actuels recherchent les facteurs explicatifs de l'incertitude, l'idée étant de trouver pour l'indicateur candidat des abaques permettant de relier les incertitudes aux fréquences des suivis et à des indicateurs de variabilité des débits et des concentrations. Les abaques peuvent alors être utilisés de deux façons : d'une part, pour affecter une incertitude aux suivis déjà réalisés depuis 20 à 30 ans afin d'étudier les tendances évolutives ; d'autre part, pour proposer des fréquences de surveillance pour des sites et des nutriments spécifiques pour obtenir des estimations avec faible incertitude.

Par exemple, le Tableau 4.12 donne à titre indicatif une classification des incertitudes par type de nutriment (Si, NO₃, DOC) pour des estimations de flux mensuels et annuels. On observe qu'une faible incertitude (good error) est obtenue pour la silice et le carbone organique dissous pour un biais < ± 3 % et une précision < ± 5 %, alors que, pour les nitrates, les seuils sont plus importants (< ± 5% pour le biais et < ± 10 % pour l'imprécision). De même, une évaluation des flux à l'échelle mensuelle est par construction plus incertaine qu'une évaluation à l'échelle annuelle ou pluriannuelle ; les erreurs ayant tendance à se compenser sur des périodes plus longues.

<table><caption>Tableau 4.12. Catégorisation des flux, de leur biais et de leur incertitude. DOC : carbone organique dissous. D'après Aulenbach et al., 2016.</caption><thead><tr><th rowspan="2">Statistique</th><th rowspan="2">Solutés</th><th colspan="3">Catégories des erreurs</th></tr><tr><th>Bon</th><th>Passable</th><th>Mauvais</th></tr></thead><tbody><tr><td>Biais</td><td>SO<sub>4</sub><sup>2-</sup>, Si, DOC</td><td>± 3 %</td><td>-6 % à -3 % et 3 % à 6 %</td><td>> ± 6 %</td></tr><tr><td>Biais</td><td>NO<sub>3</sub><sup>-</sup></td><td>± 5 %</td><td>-10 % à -5 % et 5 % à 10 %</td><td>> ± 10 %</td></tr><tr><td>Précision annuelle</td><td>SO<sub>4</sub><sup>2-</sup>, Si, DOC</td><td>&lt; 5 %</td><td>5 % à 10 %</td><td>> 10 %</td></tr><tr><td>Précision annuelle</td><td>NO<sub>3</sub><sup>-</sup></td><td>&lt; 10 %</td><td>10 % à 20 %</td><td>> 20 %</td></tr><tr><td>Précision mensuelle</td><td>SO<sub>4</sub><sup>2-</sup>, Si, DOC</td><td>&lt; 10 %</td><td>10 % à 20 %</td><td>> 20 %</td></tr><tr><td>Précision mensuelle</td><td>NO<sub>3</sub><sup>-</sup></td><td>&lt; 20 %</td><td>20 % à 40 %</td><td>> 40 %</td></tr></tbody></table>

### 4.4.3. Nouveaux outils et nouvelles formes de surveillance

#### Les capteurs

Le recours à des **capteurs in situ** reste encore limité dans la surveillance opérationnelle et scientifique, malgré des avancées technologiques récentes pour de nombreux paramètres comme de meilleures précisions, de faibles dérives, une continuité et une représentativité de la mesure, une large autonomie énergétique, une meilleure robustesse, une protection renforcée contre le biofouling, la transmission des données, la gestion à distance, etc. Les performances des capteurs sont cependant variables selon le paramètre considéré.

Les capteurs de fluorescence de la chlorophylle sont de plus en plus considérés en milieu marin ou continental comme suffisamment robustes pour déterminer la biomasse phytoplanctonique et la production primaire ou nette, bien que le phénomène de quenching non photochimique (mécanisme de protection des pigments contre la photodestruction) fasse chuter le rendement de fluorescence aux heures les plus ensoleillées de la journée et aboutisse alors à une sous-estimation de la biomasse chlorophyllienne ; ces capteurs peuvent aboutir cependant à des résultats plus robustes qu'un comptage cellulaire épisodique pour analyser des évolutions à long terme. Le capteur d'oxygène permet aussi de diagnostiquer les périodes de forte production algale (sursaturations ou sous-saturations d'oxygène) ou de dégradation de la matière organique qui peuvent engendrer des hypoxies voire des anoxies. L'avantage de ces capteurs réside dans une surveillance des phénomènes impulsionnels, notamment les efflorescences algales. L'atténuation, voire l'annulation des dérives des sondes avec des systèmes de nettoyage des biofilms, est de plus en plus performante. Cependant, les calibrations par rapport à des mesures ponctuelles restent nécessaires, notamment en période de fort développement végétal (une ou deux fois par mois).

Les capteurs de pH, de turbidité, de température et de conductivité sont également robustes et permettent de mieux appréhender les conditions physico-chimiques et leurs évolutions, notamment pendant les périodes de fort développement végétal et de dégradation de la matière organique.
Les capteurs de nitrate ont commencé à donner des résultats probants depuis environ cinq ans. La figure 4.2 illustre la différence entre une donnée en continu de nitrate, un échantillonnage classique manuel (mais fréquent), et un échantillonnage composite, qui permet de mesurer les flux moyens par période de temps donnée. Les systèmes de mesure automatique du phosphore sont encore en phase de test. Dans les rivières où le phosphore est prédominant sous forme particulaire, le couplage entre des mesures de phosphore ponctuelles classiques et la mesure en continu de la turbidité ou des débits et pluies, permet de constituer des relations relativement fiables entre turbidité et concentration en phosphore total.

<figure><img src="image_45.png" /><figcaption>Figure 4.2. Comparaison de trois types de mesures des concentrations de NO₃⁻ ponctuel, moyenné (SC Sampler) et continu. Source : Rozemeijer et al., 2010. © American Chemical Society</figcaption></figure>

Ces capteurs peuvent être installés sur presque tous les supports : ponton flottant dans les fleuves et les plans d'eau, sur le bord des rivières, sur des bouées en mer, dans les estuaires et les plans d'eau, sur des bateaux ou encore sur des véhicules autonomes sous-marins afin de surveiller une vaste zone marine. Les sondes multiparamètres peuvent aussi être immergées à différentes profondeurs pour étudier la stratification des plans d'eau par exemple.

## Les images satellitaires

Les images satellitaires, utilisées d'abord dans le milieu marin, commencent à être diffusées pour les plans d'eau et les milieux estuariens. Leur utilisation en complément des mesures *in situ* est très intéressante pour plusieurs raisons : 1) une augmentation de la fréquence de passage des satellites – plusieurs fois par mois ; 2) une visualisation spatiale de la surface d'intérêt (au lieu d'une mesure d'un seul point représentatif) ; 3) un coût qui devient compétitif par comparaison avec les mesures *in situ* ; 4) une possibilité d'étalonner des modèles de paramètres sur les mesures *in situ*.

En milieu marin, la concentration en chlorophylle et la transparence des eaux sont traditionnellement appréciées par les mesures du pigment chlorophyllien et l'utilisation du disque de Secchi. Ces deux variables peuvent être désormais appréciées à travers des mesures de la couleur de l'eau (Satellite Ocean Color Measurements) et l'utilisation d'un coefficient d'atténuation à 490 nm, respectivement. C'est un domaine en pleine expansion. Par exemple, les données satellitaires ont permis d'établir, pour les deux derniers cycles d'évaluation DCE de six ans, des cartes mensuelles de la chlorophylle de surface ainsi que celle du percentile 90 de chlorophylle de surface sur la période productive mars-octobre pour l'ensemble des eaux côtières de France métropolitaine (Figure 4.3).
<figure><img src="image_46.png" /><figcaption>Figure 4.3. Chlorophylle de surface moyenne mensuelle pour janvier, avril, juillet et octobre et carte du percentile 90 de la chlorophylle de surface sur la période productive (mars-octobre) estimées à partir des images du satellite MODIS (Moderate Resolution Imaging Spectroradiometer) de 2003 à 2009. Source : Gohin et al., 2010.</figcaption></figure>

En milieu terrestre, jusque très récemment, les images satellitaires étaient encore exploitées de manière indirecte (étude de l'occupation des sols pour en déduire la situation globale d'un site) ou qualitative (détection des changements entre deux images pour réaliser une analyse par classification et identifier des catégories de masses d'eau ou bien encore la présence de végétation aquatique envahissante). Cependant, la littérature scientifique fait depuis peu état de résultats significatifs indiquant la possibilité d'estimer avec précision des indicateurs de qualité de l'eau (concentration en chlorophylle a, concentration de matière particulaire en suspension, turbidité, transparence de l'eau) en inversant le signal radiométrique mesuré par des capteurs satellitaires de type imageur ou radiomètre (on pourra citer MERIS, LANDSAT, SPOT, IKONOS, WORLDVIEW). L'avantage de ce type de mesure est d'être rapide lorsqu'un nombre important de lacs est à analyser ou lorsqu'une information spatialisée est nécessaire comme pour les modèles d'eutrophisation des plans d'eau les plus récents qui utilisent les images satellitaires pour pré dire la production primaire spatialisée. Cependant, plusieurs articles soulignent qu'une simple mesure de chloro- phylle n'est pas suffisante. Des notions de composition taxonomique sont indispensables pour avoir une évaluation correcte du niveau d'eutrophisation du lac. En effet, il est important d'avoir la connaissance des classes algales qui dominent le compartiment phytoplanctonique : une biomasse dominée par des Desmidiées (souvent caractéris- tiques de milieux méso- à oligotrophes) n'a pas le même sens qu'une biomasse dominée par des Cyanobactéries (souvent caractéristiques de milieux eutrophes) en termes d'évaluation du niveau trophique. Par ailleurs, l'imagerie satellitaire ne permet pas d'avoir accès à des mesures sur les différentes profondeurs, ce qui est limitant surtout pour les lacs présentant des maximums de chlorophylle autour de 5 à 15 m (exemple des lacs alpins).

## Nouvelles formes de surveillance

De façon encore discrète, on observe depuis quelques années en France l'émergence de dispositifs de surveillance de l'eutrophisation qui se construisent en marge ou en complément de la recherche scientifique ou de l'action institutionnelle à visée réglementaire. Ces dispositifs ont en commun de porter principalement sur l'observation *in situ* des phénomènes d'eutrophisation, à partir de leurs manifestations les plus visibles (mortalités d'animaux ou de végétaux, clarté et coloration de l'eau, développement d'algues etc.). La photographie est le médium privilégié pour en rendre compte, accompagnée ou non de métadonnées et d'une géolocalisation, la mise en commun des données par le canal numérique offrant de nombreuses possibilités d'interaction entre les acteurs.

Ces dispositifs sont de deux natures. Les premiers émanent de porteurs d'enjeux impliqués dans la dénonciation des causes et des conséquences de l'eutrophisation d'origine anthropique : appuyés sur des associations de protection de l'environnement, ils mobilisent à la fois des réseaux naturalistes ancienne-ment constitués et des personnes plus récemment impliquées, de cultures et d'origines plus diverses. Ces réseaux sont particulièrement développés pour l'observation des marées vertes en Bretagne et dans les régions limitrophes depuis la fin des années 2000.
Les seconds s'appuient sur des initiatives scientifiques. Ils sont encore peu développés, mais l'exemple des réseaux Ecoflux (centré sur les mesures de qualité de l'eau aux exutoires des fleuves côtiers) et Phénomner (centré sur l'observation des efflorescences de microalgues en milieu marin) peut être cité. Phénomner, créé en 2013, associe plusieurs instituts de recherche et associations spécialisées dans l'observation du milieu marin et l'éducation à l'environnement. L'objectif du réseau est de développer la contribution des citoyens à l'observation des proliférations de microalgues.

Quoique leurs ressorts et leurs logiques d'action soient bien distincts, ces deux types de dispositifs relèvent du champ des sciences participatives, dans le sens où ils s'appuient sur la mobilisation et l'articulation de différents types d'expertise, dont l'expertise scientifique, au profit d'un approfondissement et d'une diffusion de la culture scientifique sur les dynamiques des écosystèmes. L'émergence de dispositifs de veille et de surveillance témoigne de la dynamique sociale des problèmes d'eutrophisation, marquée par une prise de conscience progressive et une publicité parfois très marquée au cours des années 2000.
<figure><img src="image_47.png" /></figure>
<figure><img src="image_48.png" /></figure>
# 5. Vers la remédiation : prédictibilité, voies de remédiation et gestion intégrée

<figure><img src="image_49.png" /></figure>

Les approches de remédiation de l'eutrophisation peuvent être divisées en deux grandes catégories : celles agissant sur les symptômes, et celles agissant sur les causes. Tandis que les actions sur les symptômes restent délicates et souvent dédiées à des hydrosystèmes de petite taille, les stratégies de lutte contre les causes, à la source, sont indispensables, en amont d'autres mesures de remédiation.

Les politiques, les technologies et les investissements pour traiter les pollutions ponctuelles ont été efficaces. Des gains d'efficacité sont encore nécessaires, mais des voies existent et sont bien identifiées. Concernant les pollutions diffuses, les solutions à apporter sont par nature plus complexes : elles dépendent en effet de facteurs climatiques, topographiques, géologiques et pédologiques, de la structure des paysages et des écotones entre domaine terrestre et aquatique, des activités humaines actuelles et passées (systèmes agricoles, modes d'urbanisation, etc.), dont les leviers sont souvent externes au territoire concerné. Ces stratégies doivent donc s'insérer dans des plans de lutte globaux et bien apprécier les impacts induits autres que ceux des cibles ou processus visés.

De nombreux bassins se sont engagés vers des politiques d'infrastructures vertes<fnref n="1" />, qui, bien agencées sur les territoires, sont largement bénéfiques. Cependant, les plans d'envergure d'application de bonnes pratiques environnementales (BMPs Best Management Practices de la littérature anglo-saxonne), qui ont reposé essentiellement sur le volontariat, ont montré, par exemple dans les bassins de la baie de Chesapeake, que le défaut d'adhésion en des points clés du territoire, par refus de certains riverains, peut amoindrir l'efficacité de ces plans ; les retours d'expérience de ces plans ambitieux ont aussi montré que la stratégie de lutte par l'instauration d'espaces pré servés n'était pas sans limites, ces espaces pouvant devenir saturés en phosphore. Ce sont donc des arguments en faveur de l'exigence de réduction à la source des nutriments, qu'elles soient diffuses ou ponctuelles.

<footnote n="1">1. http://www.eea.europa.eu/fr/articles/infrastructure-verte-mieux-vivre-grace. Une infrastructure verte est un réseau constitué de zones naturelles, semi-naturelles et d'espaces verts qui offre de nombreux « services » écosystémiques fondement du bien-être humain et de la qualité de vie. L'infrastructure verte peut offrir de multiples fonctions et avantages sur le même territoire. Ces fonctions peuvent être environnementales, comme la protection de la biodiversité ou l'adaptation au changement climatique ; sociales, comme la planification des systèmes d'évacuation des eaux ou des espaces verts et économiques, comme la création d'emplois et l'augmentation des prix de l'immobiller. Contrairement à l'infrastructure grise, foncièrement limitée à des fonctions uniques, telles que le drainage ou le transport, l'infrastructure verte se distingue par son potentiel à répondre simultanément à plusieurs problèmes.</footnote>
La lutte pour la réduction des sources peut s'avérer socialement et économiquement délicate. Elle reste néan-
moins le passage obligé de tout plan efficace, et c'est donc sur le temps long et dans une large concertation que
doit se construire cette réduction. Dans ces contextes à variables multiples, et dont l'action s'opère dans le temps,
la modélisation s'avère de plus en plus comme un outil nécessaire pour accompagner l'action, permettant de mieux
anticiper les effets à attendre des plans d'action et d'aider ainsi à leur élaboration.

Ce chapitre s'organise en cinq parties. Dans un premier temps les principes d'action et les techniques d'ingénierie agissant sur les symptômes de l'eutrophisation au sein des écosystèmes aquatiques seront abordés, puis dans un deuxième temps ceux agissant sur les causes, que ce soit sur les pollutions domestiques ou agricoles. Dans un troisième temps, les approches économiques de la remédiation seront présentées et discutées. Dans un quatrième temps, nous analyserons les capacités et les limites des modèles, vis-à-vis de leur capacité à prédire l'effet de stratégies de remédiation et à accompagner la définition et la mise en place de plans d'action. Enfin la notion de gestion intégrée sera explicitée et discutée pour voir comment elle peut permettre de dépasser des visions segmentées souvent envisagées par le passé, d'objectiver les connaissances et les lacunes pour accompagner l'action et faire évoluer des territoires ayant à faire face à des phénomènes d'eutrophisation.

La gestion des sources agricoles et urbaines de nutriments a été très détaillée dans des ESCo récentes, notamment l'ESCo Élevage et azote et l'ESCo MAFOR (Matières fertilisantes organiques), l'expertise sur les intercultures et l'étude sur les « freins et les leviers à la diversification ». Néanmoins la première n'a porté que sur l'azote, alors que nous nous attachons ici à l'azote et au phosphore depuis les sources jusqu'aux émissions. L'ESCo MAFOR a bien traité des risques et des leviers relatifs à la gestion de ces deux nutriments, mais n'a pas traité des transferts jusqu'aux hydrosystèmes, ni des risques en termes d'eutrophisation. Ce chapitre fera donc quelques rappels de connaissance, avant de dresser les grandes voies d'amélioration de la gestion des nutriments. On pourra également se reporter au travail réalisé dans le cadre de l'action européenne COST Nutrient mitigation options for surface water qui a dressé l'inventaire de mesures correctives (Schoumans et al., 2011) ainsi qu'à un travail récent fait par une équipe allemande (lbisch et al., 2017).

## 5.1. Actions sur les symptômes de l'eutrophisation : principes et limites

Les techniques agissant sur les symptômes des systèmes à travers des **leviers physiques** poursuivent les objectifs génériques suivants : diminuer le temps de résidence ou déstratifier la colonne d'eau. Il s'agit alors soit d'apporter de l'eau aux cours d'eau lors de périodes clés, ce qui est possible lorsqu'il existe des réservoirs amont suffisants et que la tension entre usages et coûts de transaction le permet ; soit d'agir mécaniquement sur le brassage des eaux d'un lac, d'un réservoir. Dans les deux cas, ces actions ne peuvent être envisagées qu'au cas par cas, celles-ci étant très dépendantes des contextes locaux.

Plusieurs tentatives pour jouer sur les **leviers chimiques** ont été publiées dans la littérature. Une des premières, pour lutter contre l'hypoxie ou l'anoxie des zones profondes, est de réoxygêner artificiellement le milieu. Ce principe trouve assez vite ses limites quand il s'agit de l'appliquer par exemple à la mer Baltique, où les modèles calculent un besoin annuel de 2 à 6 millions de t d'O₂, ce que certains évaluent à quelque 19 000 à 55 000 wagons de chemin de fer d'oxygène liquide ! Par ailleurs, la réoxygénation rapide des eaux risque de favoriser la colonisation de vers fouisseurs qui pourraient, par leur action de fouissage, transférer les contaminants des sédiments vers la colonne d'eau. Parmi les autres méthodes d'ingénierie chimique, on signale les produits qui favorisent la précipitation du phosphore comme la chaux, l'aluminium, les sulfates ou les chlorures de fer. Ces procédés utilisés en station d'épuration sont cependant onéreux et ont des effets connexes, notamment sur le cycle de l'azote. Les techniques d'extraction et de traitement des sédiments sont aussi citées, par exemple par de la cendre de charbon en granulés ou des produits chimiques comme le polychlorure d'aluminium. Ces techniques sont également onéreuses, ont une portée géographique limitée et leurs effets sur le long terme ne sont pas bien cernés, avec de potentiels relargages incontrôlés d'autres molécules accumulées, notamment des métaux ou du phosphore, qui peuvent à terme constituer des risques.
À côté de ces techniques agissant sur la physicochimie des masses d'eau, d'autres techniques agissent sur le **compartiment biotique**. Certaines cherchent à détruire directement les algues, par emploi d'algicides comme le sulfate de cuivre, qui n'est pas un produit exempt de toxicité pour les autres organismes biologiques, ou par le peroxyde d'oxygène, sélectif pour les cyanobactéries (pas d'effet connu sur les algues eucaryotes et sur les plantes supérieures), mais dont l'emploi doit être répété. Ce dernier produit est très cher et ne peut être employé que dans de petits systèmes (exemple des retenues). Son effet sur les micro-organismes et leur rôle dans le recyclage des nutriments est encore inconnu. En milieu marin, la dispersion directe d'argiles sur les proliférations de microalgues présentant des effets toxiques a été employée autour de fermes piscicoles et conchylicoles. Cependant, il semble que l'addition répétée d'argiles entraîne des perturbations dans la croissance du bivalve fouisseur *Mercenaria mercenaria*.

Enfin, il y a eu un engouement certain dans les années 1980 pour la biromanipulation, surtout dans les lacs peu profonds. Comme pour la réoxygénation, le principe de base était logique : en jouant sur les rapports prédateurs-proies et en favorisant le compartiment des brouteurs d'algues, on imaginait pouvoir réduire les proliférations algales, augmenter la profondeur de pénétration lumineuse et la clarté générale des milieux. C'est ainsi que d'importants tonnages de poissons planctonophages ont été pêchés et extraits de nombreux lacs, et introduits dans des hydrosystèmes eutrophisés. Le retour d'expérience de ces tentatives est très mitigé, avec des effets à court terme parfois spectaculaires, allant dans le sens escompté, mais avec un retour rapide (environ cinq ans) aux conditions de prémanipulation. Les auteurs d'une récente synthèse concluent : « Les manipulations biotiques dans le lac ne sont utiles que pour renforcer un dispositif de restauration, traiter les symptômes et maintenir temporairement une haute qualité environnementale jusqu'à ce que la charge interne (en nutriments) ait pu être significativement réduite ». En milieu marin, si la restauration des espèces qui exercent un contrôle sur le phyto-plancton, comme les populations naturelles de bivalves filtreurs, ne peut vraiment servir de lutte contre l'eutrophisation, elle peut s'avérer efficace pour accompagner un retour vers l'oligotrophie de certains écosystèmes côtiers, la récolte des bivalves constituant une exportation de nutriments de l'écosystème. Mais les élevages de bivalves modifient les cycles biogéochimiques des nutriments, en particulier le recyclage des nutriments dans leur environnement immédiat, et les activités conchylicoles peuvent parfois être aussi des vecteurs d'anoxie.

La collecte des macrophytes échouées est également une technique qui est mise en œuvre, non pas comme solution de remédiation des symptômes de l'eutrophisation, mais tout simplement comme solution curative. Elle favorise l'exportation des nutriments de l'écosystème et limite les anoxies liées à la décomposition des végétaux. Les tapis de macroalgues collectés peuvent être valorisés. Cette collecte représente cependant un coût important.

Finalement, ces actions ne peuvent être généralisées ni constituer des solutions pérennes. Elles peuvent aider à réguler un symptôme, au cas par cas, sur des écosystèmes aquatiques de petites surfaces, le chiffre de moins de 50 ha étant cité pour les actions physicochimiques. Des études d'impact préalable des effets potentiels sur les organismes biologiques présents dans ces hydrosystèmes devraient systématiquement précéder leur emploi.

## 5.2. Actions sur les causes de l'eutrophisation : principe et limites

### 5.2.1. Actions sur les sources domestiques

L'augmentation de la population, sa concentration dans des villages ou des centres urbains, a conduit à la génération de volumes importants d'eaux usées. Cette concentration pose la question des systèmes de collecte des eaux usées et des eaux pluviales, puis de leurs traitements, qu'ils soient gérés de manière collective ou individuelle. Certains aspects de cette chaîne ont des dimensions techniques qui ne sont que très peu abordées dans la littérature scientifique.
Une réduction à la source

Une première voie de remédiation est la réduction à la source, c'est-à-dire dans la composition des produits domestiques consommés. Pour le phosphore, une réduction à la source a été introduite en 2007, par la réglementation relative aux détergents textiles domestiques. Depuis, la charge imputable à cette source (lavage textile) peut être considérée comme négligeable en France. Si cette réduction était aussi appliquée aux détergents de lave-vaisselle ménagers (règlement européen 259/2012 concernant les usages ménagers), on estime à 0,2 g de P par jour et par personne (de l'ordre du 10 % du flux généré) la réduction supplémentaire à la source, ce qui aurait des implications positives sur le bilan financier et environnemental du traitement des eaux usées en zone sensible. La plus grande source provenant de la physiologie humaine (urine et fèces), une alimentation humaine mieux adaptée pourrait constituer un objectif de réduction à la source.

Une meilleure évaluation des volumes à traiter

Les ouvrages d'épuration reçoivent en général plusieurs sources de pollution qui ont des origines domestiques, mais aussi industrielles et tertiaires. Leurs objectifs sont définis en termes de volume à traiter. En agglomération, il est fréquent qu'une partie des pollutions industrielles soit rejetée au réseau collectif. Ce rejet au réseau collectif pour complément de traitement est défini très précisément dans une convention (avec enjeu financier) entre industriel et maître d'ouvrage du réseau. Les flux générés par les activités économiques du secteur tertiaire ou des industries sont difficilement documentés du fait de leur spécificité. L'ensemble de ces sources génèrent une grande variabilité des sources entrantes en stations d'épuration qui, selon les exigences de leur cahier des charges, sont dimensionnées pour répondre aux objectifs de traitement dans les diverses situations, notamment climatiques (temps sec, temps de pluie, etc.). Les données issues de l'auto-surveillance des systèmes d'assainissement constituent une source importante d'information pour évaluer les flux de pollution à traiter.

L'unité de base utilisée pour caractériser une pollution d'origine domestique repose sur la valeur théorique définie dans la directive européenne du 21 mai 1991 par l'équivalent-habitant (EH) : un EH correspond à 60 g de Demande biologique en oxygène à cinq jours ($DBO_5$). Les paramètres azotés et phosphorés n'y sont pas définis. La charge domestique par habitant est de mieux en mieux estimée par des données récentes (masse journalière d'origine physiologique de 1,4 g de phosphore total (dont 1,1 g de $P-PO_4^{3-}$) et de 9,3 g d'azote total (dont 8,4 g de $N-NH_4^+$), celle-ci pouvant varier selon les personnes, leur alimentation, etc.).

Si le nombre théorique d'habitants raccordés au réseau et contribuant à la charge polluante à traiter est connu, le nombre d'habitants effectivement présents n'est jamais connu. En zone touristique par exemple, c'est un enjeu à la fois économique et environnemental pour les communes d'affiner les effectifs réels d'habitants lors des périodes de pointes estivales, mais aussi des habitants permanents, afin de dimensionner au mieux les ouvrages et leur adaptation à la pollution à traiter. Certaines adaptations sont faites en zone touristique et pour des périodes plus ou moins longues, sachant que le temps de mise à l'équilibre est de l'ordre d'un mois.

En ce qui concerne l'assainissement non collectif, on considère qu'il concerne environ 20 % de la population française, soit pour son habitation principale, soit pour son habitation secondaire. L'enjeu de l'assainissement non collectif sur les masses d'eau est considéré globalement comme négligeable, d'autant qu'il est réservé le plus souvent à l'habitat dispersé où la densité de population est faible. De plus, la réglementation impose que les rejets d'eaux usées traitées soient infiltrés sous réserve que des solutions techniques le permettent. Cependant, très localement, notamment dans des situations très amont, des fuites peuvent être observées sur des petits écosystèmes aquatiques ou de petits cours d'eau situés à proximité de l'assainissement non collectif.

Des exigences sur les eaux usées traitées et les évolutions

Le besoin d'épuration est la conséquence de la concentration des charges polluantes en un point de rejet suite à l'établissement d'un réseau d'assainissement. Il répond à des enjeux environnementaux, mais aussi sanitaires. En 2015, la France comptait 21 079 stations de traitement des eaux usées qui représentaient une charge globale de 78 millions d'EH pour une capacité épuratoire de 104 millions d'EH. Les agglomérations de plus de 2 000 EH
correspondaient à 3 795 stations de traitement des eaux usées, et représentaient une charge polluante de
73 millions d'EH, 18 % des stations traitant ainsi 94 % de la charge polluante.

Les stations de grande taille fonctionnent presque exclusivement par la filière d'épuration dite « des boues activées », basée sur le développement contrôlé de certaines bactéries. Ce sont aussi des bactéries qui sont responsables des dégradations des formes azotées, par oxydation des formes minérales en solution, puis formation d'azote gazeux. Alors que la déphosphatation a été très longtemps de type physicochimique, elle est désormais possible par voie biologique en « boues activées ». Lorsque les exigences du milieu récepteur l'imposent (zones dites « sensibles à l'eutrophisation » selon la définition réglementaire des zones sensibles), des valeurs seuils de rejet à ne pas dépasser sont imposées à d'autres paramètres que la matière carbonée, tels que le phosphore et l'azote total. Pour un niveau de rendement de 80 %, la masse de composés phosphorés résiduelle rejetée dans l'eau est évaluée, en zone sensible, à 0,35 g de P par personne et par jour. En zone « sensible à l'eutrophisation » et pour des ouvrages traitant des flux journaliers supérieurs à 6 000 kg de DBO<sub>5</sub>, les exigences sont maximales et les valeurs dans l'eau, en moyenne annuelle de 1 mg PL<sup>-1</sup> pour le phosphore et de 10 mg N.L<sup>-1</sup> pour l'azote. Elles imposent une exploitation rigoureuse de l'ouvrage de traitement et une maîtrise forte des rejets de matières en suspension. Pour les ouvrages traitant des flux journaliers de moins de 600 kg DBO<sub>5</sub>, les exigences sur les paramètres azoté et phosphoré sont fixées, si besoin en réponse à l'exigence du milieu, par arrêté préfectoral.
La masse de phosphore éliminée (qui ne se retrouve donc pas dans l'eau) se retrouve totalement dans les boues éventuellement épandues sur des terres agricoles. Bien géré, cet épandage est un moyen de recycler et de valuer ce phosphore, s'inscrivant alors dans une logique d'économie circulaire.

Des traitements séparés des déjections humaines et des autres déchets tels les déchets industriels peuvent être
privilégiés. De même, la collecte et le traitement séparés des déjections humaines, matières fécales d'une part,
et urine d'autre part, peuvent être une voie pour favoriser les recyclages (exemples en Suède, en Allemagne, en
Suisse, etc.), les agriculteurs pouvant utiliser l'urine saine, c'est-à-dire exempte de germes pour la fertilisation,
l'azote minéral étant principalement contenu dans les urines.

5.2.2. Actions sur les sources agricoles

La gestion des effluents d'élevage

Une appréhension de bilan des nutriments constitue une première étape indispensable pour la gestion des ef-
fluents d'élevage. Cette approche doit être spatialisée par parcelle, par type de sol et par système de culture. Il
s'agit de quantifier les apports d'effluents (concentrations, spéciations, etc.), de prendre en compte les caractéris-
tiques des sols et leur capacité à réguler ces apports, de faire appel à des modèles et des outils de gestion et de
prévision des fuites azotées et phosphorées. La connaissance et les outils de gestion sont bien développés sur
l'azote, beaucoup moins sur le phosphore. À l'échelle de l'exploitation, du territoire, le bilan doit inclure le bilan lié
aux cultures et aux animaux, expliciter toutes les importations et exportations qui leur sont liées, y compris l'alimen-
tation animale. Des indicateurs ont été proposés dans les régions d'élevage pour mieux estimer la dépendance des
systèmes d'exploitation aux importations de nutriments sous toute forme (fertilisant, aliment, etc.). Cette approche
de bilan n'est souvent pas réalisée et constitue une première étape indispensable pour rechercher les voies de
remédiation qui peuvent être multiples (densité animale, race/productivité, modes d'alimentation, etc.).
Les flux de nutriments de ces effluents sont bien documentés au cours des différentes étapes allant de l'alimenta-
tion des animaux à l'utilisation agronomique des déjections. Les déjections animales (urines et fèces) mélangées
aux eaux et aux litières forment les fumiers et les lisiers, ou effluents d'élevage. Ceux-ci sont principalement com-
posés d'eau, de matières organiques complexes et de faibles quantités d'éléments minéraux. De l'excrétion par
les animaux et tout au long de leur gestion, ces matières organiques vont subir différentes réactions biologiques
et physicochimiques qui vont engendrer, d'une part, des modifications des formes chimiques de ces éléments,
mais également des transferts vers le milieu naturel, notamment l'atmosphère. Les pertes de nutriments directes
vers les eaux de surface par ruissellement lors des phases de stockage/traitement sont négligeables, si tant est
que les volumes de stockage soient adaptés (la réglementation y pourvoit en principe).
Les nutriments présents dans les déjections animales proviennent de l'alimentation des animaux : la quantité rejetée par les animaux sous forme de déjections est la quantité ingérée moins la quantité assimilée par les animaux. La majorité de l'azote et du phosphore ingéré est excrétée (55 à 95 % pour N, et 58 à 80 % pour P), ce ratio dépendant principalement du type d'alimentation et de la quantité ingérée, du type d'animal et de son stade physiologique. Parmi ces facteurs, et pour un même type d'animal et de race, l'alimentation a donc un rôle majeur. Les études, tant sur le porc que sur la vache laitière, ont montré que la réduction de l'azote et du phosphore dans l'alimentation pouvait réduire significativement les rejets. L'azote est excrété dans les urines et les fèces, le ratio dépendant de l'alimentation, alors que le phosphore est excrété principalement dans les fèces. Leur retour au sol, en totalité (élevage au sol) ou de manière spécifique à chacune de ces deux formes (élevage hors sol), va donc introduire une différenciation des ratios N : P des apports au sol de matières organiques d'origine animale.

En ce qui concerne l'azote, il est important de noter que les déjections animales subissent au cours du stockage/ traitement et de l'épandage une volatilisation atmosphérique (flux d'ammoniac (NH₃) variant de 15 à plus de 60 % de l'azote excrété, flux de protoxyde d'azote (N₂O) beaucoup plus faibles, de l'ordre de quelques % au maximum). Cette émission est très variable, liée aux caractéristiques intrinsèques des déjections animales (pH, taux de matières sèches, etc.) qui vont elles-mêmes dépendre de l'alimentation des animaux, du type d'animal, des infras- tructures d'élevage, des pratiques d'élevage, mais seront liées aussi aux conditions de stockage et d'épandage (température, pluviométrie, etc.), aux types de sols et de végétation lors de l'épandage, aux éventuels traitements appliqués (stockage en bâtiment, fosse extérieure, traitement, épandage, etc.). Les difficultés de quantification des flux sont liées à l'hétérogénéité spatiale et temporelle des applications. Ces flux contribueront aux dépôts atmosphériques, appelant un potentiel report de pollution de l'eau à l'atmosphère (cf. 2.3.1), ces dépôts concer- nant les écosystèmes terrestres, mais aussi aquatiques.

En ce qui concerne le phosphore, il est important de noter que la quasi-totalité du flux rejeté par les animaux, ou par les effluents apportés depuis les élevages hors sol, se retrouve excrétée ou épandue sur les sols agricoles, devenant alors partie intégrante du sol. Ces apports appellent une gestion précautionneuse du phosphore, en fonction du phosphore déjà présent dans le sol et de sa mobilité (taux de saturation en P mobilité du P). L'élevage « confiné » (en bâtiment) conduit souvent, en l'absence d'un pilotage de la fertilisation, à l'épandage des effluents sur une surface relativement limitée, d'où des quantités par unité de surface dépassant largement les besoins des plantes, et une accumulation dans le sol (et en surface) du phosphore augmentant le risque de perte. Ce risque est augmenté pour le phosphore du fait du ratio N/P bas des effluents, en moyenne de 4 pour les effluents (mais 2,5 pour la fiente de volaille), et très variable pour les plantes cultivées (cf. ci-dessous). Si l'apport d'effluent est basé sur le besoin en azote des cultures, il y a le plus souvent accumulation de phosphore dans le sol. Or la dose d'utilisation des effluents d'élevage est le plus souvent pilotée par la gestion du N des cultures. La gestion conjuguée des nutriments est donc essentielle.

## La gestion de la fertilisation en systèmes de grandes cultures

Il n'y a pas de relation simple entre les quantités d'azote et de phosphore apportées, le rendement des cultures et les fuites vers l'eau. C'est la raison pour laquelle la gestion des fertilisants ne tient pas de la simple addition ou soustraction. Il faut tenir compte des autres termes du bilan (reliquat, minéralisation des matières organiques, dépôt atmosphérique, fixation symbiotique, etc.). De nombreuses pratiques agricoles influencent ainsi cette relation : choix des espèces et des variétés cultivées, associations végétales et cou- verts d'interculture, types de fertilisants et mode d'application, gestion des résidus de culture, travail du sol, etc. Comme pour les systèmes d'élevage, une approche de bilan constitue une première étape indispensable pour rechercher des voies d'optimisation des systèmes de culture et de leur fertilisation. Le raisonnement de la fertilisation azotée est encadré en France par la méthode du bilan des éléments. Elle consiste à calculer les termes du bilan de l'azote d'une culture sur sa période principale de croissance afin d'en déduire la dose prévisionnelle d'azote à apporter pour répondre aux besoins de la culture, suivant l'objectif de rendement fixé. Ce bilan est calculé sur la rotation culturale, intégrant la succession des cultures et les intercultures dont le rôle est positif dès lors que leur durée d'implantation est significative (voir l'étude de synthèse sur les intercultures). Les méthodes utiles ont été développées par ailleurs (cf. l'ouvrage de Pellerin et al. 2014, *Fertilisation et Environnement. Quelles pistes pour l'aide à la décision*, issu des travaux du RMT Fertilisation
et Environnement). Cependant chaque terme de ce bilan est source d'incertitudes qu'il convient de réduire pour éviter des apports en excès.

Le premier point critique est la détermination de l'objectif de rendement, base de beaucoup de méthodes de raisonnement, et qui peut ne pas être réalisé, du fait par exemple d'un climat peu favorable au développement des plantes, qui n'est visible qu'a *posteriori*, d'où une surfertilisation augmentant le reliquat postrécolte. Les réponses à cette difficulté sont un pilotage en temps réel, qui peut être mis en place suivant plusieurs principes d'évaluation de l'état nutritionnel des cultures. La mesure désormais courante du reliquat azoté et l'amélioration de la prévision de la minéralisation de l'azote au cours de la culture peuvent optimiser les conseils de fertilisation. L'amélioration de la prévision climatique saisonnière pourra également y répondre.

Le second point critique est l'hétérogénéité du sol et de l'état de la culture. On peut utiliser la télédétection ou la proxi-détection pour connaître l'évolution de l'état végétatif d'une culture. On estime que cette voie pourrait améliorer l'efficacité de l'utilisation des engrais (économie de 10 à 80 %) et une réduction de 30 à 50 % du reliquat d'azote, sans influence sur le rendement ou la qualité de la production. L'estimation précise de la minéralisation de la matière organique du sol est nécessaire pour une gestion précise de la fertilisation : ce flux quantitativement important n'est connu que de manière approximative.

On estime que, une fois le système de culture, le sol et le climat complètement décrits (ce qui n'est généralement pas le cas), le surplus peut être connu avec une incertitude de 10-20 % dans les systèmes de grandes cultures. L'incertitude sur les surplus est beaucoup plus petite dans les systèmes de grandes cultures que dans les systèmes liés à l'élevage (apports, composition, temporalité et distribution spatiale des apports), où elle est estimée à 30 à 50 %.

Les méthodes de raisonnement de la fertilisation phosphorée sont basées sur des modèles empiriques reposant sur des essais de longue durée et présentant un faible contenu mécaniste. Combinée à la variabilité internationale des méthodes d'analyse de terre, cette variété de modèles conduit à une variabilité de dose préconisée d'un facteur 1 à 3 pour une même situation. La teneur minérale des récoltes est un paramètre du calcul de la fertilisation, et donc une source d'incertitude car elle est variable selon la disponibilité en phosphore du sol.

La fertilisation doit mieux prendre en compte l'azote et le phosphore. Les cycles des nutriments sont plus forte- ment couplés dans le temps sous prairies que sous cultures où les interventions agricoles introduisent ruptures et découplages. Les ratios N/P dans les récoltes (qui sont une base de calcul des bilans élémentaires) restent très variables (de 20 pour les légumineuses et oléagineux, à 1,5 pour les céréales).

La gestion optimale de la fertilisation pour un système de culture, dans un contexte pédoclimatique donné, est indispensable et doit amener une diminution des pertes azotées et phosphorées. Elle n'est cependant pas toujours suffisante et des évolutions des systèmes de cultures doivent s'opérer. Les approches de bilan, identifiant les systèmes émetteurs ou les systèmes très efficients, ainsi que les modèles testant des scénarios, sont utiles pour identifier des changements de systèmes de culture ou de production. Nous y revenons ci-après.

## Vers des changements systémiques dans les exploitations agricoles et les territoires ruraux

Intégrer l'enjeu de l'eutrophisation avec d'autres enjeux de l'agriculture est une première voie. L'agriculture peut avoir l'objectif, pour des raisons écologiques, mais aussi économiques, d'accroître l'efficacité de l'usage des nutriments, de tendre vers une moindre dépendance aux intrants (nutriments, pesticides) dans les systèmes de production agricole. Les voies, reposant sur des principes de l'agroécologie, sont basées sur le choix des espèces et variétés cultivées, sur des rotations optimisant l'utilisation des nutriments, alternant dans le temps et dans l'espace des cultures complémentaires, des cultures en mélange, permettant de mieux explo-rer les ressources du sol en nutriments, l'application de fertilisants adaptés aux conditions locales de sols, le développement d'inhibiteurs, d'engrais verts et résidus de culture, contrôlant la libération des nutriments, le développement des légumineuses permettant la fixation d'azote atmosphérique, un travail du sol simplifié et une couverture permanente du sol. Il s'agit de favoriser une alimentation animale à partir de productions végétales locales, de favoriser le recyclage des nutriments issus des filières animales, en traitant les effluents grâce à des stations d'épuration dénitrifiant l'azote et récupérant le phosphore, en utilisant des effluents urbains vers les sols et filières végétales, etc. Certaines de ces pistes sont développées en agriculture biolo-gique. La gestion précise des nutriments reste cependant difficile dans les systèmes à très forts apports de
matières organiques (élevage, systèmes légumiers, etc.), même dans des systèmes d'agriculture biologique. Intégrer l'enjeu de l'eutrophisation avec d'autres enjeux environnementaux, dans une logique d'économie circulaire, est la seconde voie. Le phosphore est désormais déclaré par l'Union européenne comme une ressource limitée : sa gestion et son recyclage sont nécessaires, ne serait-ce que du point de vue économique. Par ailleurs, dans un contexte de réchauffement climatique, la consommation énergétique liée à la synthèse chimique de l'azote ou le transport des matières fertilisantes et de l'alimentation animale est une préoccupation actuelle forte. Il en est de même pour la question du stockage des matières organiques dans les sols et les océans, qui touche à la notion d'exportation et de séquestration du carbone atmosphérique, en synergie avec le stockage de l'azote et du phosphore. Ces enjeux de prise en compte d'une planète aux ressources limitées et d'une nécessaire atténuation du changement climatique sont susceptibles de promouvoir des trajectoires plus globales, dans le cadre d'une transition écologique de l'agriculture et de filières de traitements des déchets. Il peut enfin s'agir de remettre l'Homme au sein de l'écosystème, en prenant en compte son système alimentaire, la manière dont il impacte les modes de production et les flux qui en découlent.

### 5.2.3. L'aménagement de l'espace : favoriser la rétention des nutriments

Deux concepts ont été introduits à des fins de gestion des paysages :

1. **le concept de zones contributives** ou CSA (critical source area) s'applique aux zones à stocks de nutriments élevés et facilement mobilisables, dont la connexion hydrologique permanente ou temporaire avec le réseau hydrographique en fait la source principale de pertes en polluants. Il peut s'agir, pour le phosphore particulaire, de versants pentus bordant le cours d'eau, ou, pour le nitrate, de parcelles drainées dont les exutoires se déversent dans le cours d'eau. L'intérêt opérationnel de ce concept est de redonner un caractère semi-ponctuel à une source diffuse, afin de faciliter l'action en la concentrant dans l'espace ;

2. **le concept de zones tampons** s'applique aux zones le plus souvent non productives, voire non agricoles, situées entre les parcelles agricoles et le réseau hydrographique et dont les propriétés physiques ou biogéochimiques favorisent le piégeage ou la transformation des nutriments. Il s'agit par exemple, pour le phosphore particulaire, de bandes enherbées favorisant le dépôt des particules, ou pour le nitrate, de zones humides ripariennes (ripisylves) qui transforment ce nitrate en biomasse (prélèvement par la végétation) ou en gaz (dénitrification). L'intérêt opérationnel de ce concept est d'imaginer des aménagements paysagers abattant les émissions en provenance des parcelles. De ces concepts est née l'idée de favoriser les capacités de rétention du paysage par des aménagements. Les pays d'Amérique du Nord et quelques pays d'Europe du Nord ont développé des modèles et des indices de risque, notamment pour le phosphore, basés sur ce concept. Ces indices intègrent la disponibilité en phosphore du sol, des éléments de bilans du phosphore, des facteurs de transport et de connectivité hydrologique (érosion, ruissellement, écoulement de subsurface). Ces outils dédiés à une gestion aux échelles du paysage viennent en complément des outils de gestion de la fertilisation à la parcelle. Des transpositions ont été proposées en France (Territ'eau). Ces concepts recouvrent des options très différentes : (1) préserver, favoriser les structures et la diversité paysagère (assolements, utilisations du sol), (2) recréer des structures de type talus, bandes enherbées ou zone tampon semi-naturelle, (3) créer des zones humides artificielles et (4) favoriser la diversification des assolements et des utilisations du sol.

**Préserver et favoriser les structures et la diversité paysagère** devrait être une priorité des politiques de prévention contre l'eutrophisation compte tenu du constat avéré que la simplification des paysages entraîne systématiquement une dégradation de la qualité des eaux. Si le bénéfice de la création de structures favorisant l'infiltration et réduisant le ruissellement (talus, haies ou bandes enherbées sur les versants, perpendiculaires à la pente) a été clairement démontré pour le phosphore, il semble assez limité pour l'azote. À l'inverse, la mise en place de dispositifs de bas de versant (bandes enherbées longeant les ruisseaux ou zones tampons ripariennes) a un bilan plus mitigé sur le phosphore, surtout à long terme (tendance à la saturation, à la création de chenaux d'écoulement rapide, etc.), alors que leur bénéfice pour l'azote en tant que zones dénitrifiantes est largement démontré. Cependant, ce bénéfice ne saurait être exagéré, étant donné que la part des flux nitriques réellement interceptés est très variable, de l'ordre de 30 % dans les cas les plus favorables. Par ailleurs, une gestion adaptée du phosphore du sol peut être mise en œuvre
(prairie fauchée, etc., exportant le phosphore). Il faut aussi mettre cet abattement potentiel en perspective avec le risque accru de transfert de pollution, soit vers l'air (N₂O lors de la nitrification et de la dénitrification) soit vers l'eau (NH₄⁺, azote organique dissous), et aussi de phosphore dissous. Finalement, la difficulté de la mise en œuvre de telles actions tient d'une part à la maîtrise foncière des zones concernées, et d'autre part à la difficulté d'avoir une estimation fiable du bénéfice qui va en résulter. Si ces dispositifs sont utiles et à encourager, la surveillance de leurs sols est importante, dès lors que des entrées de nutriments sont importantes. Une mention particulière doit être faite pour les mesures de protection des cours d'eau vis-à-vis des activités agricoles et de l'abreuvement direct du bétail (clôtures), qui est un moyen simple et peu onéreux de diminuer cette source importante non seulement de phosphore et de particules, mais aussi de bactéries, produits médicamenteux, azote ammoniacal et organique, etc.

**La création de zones humides artificielles**, que l'on peut définir comme des zones rendues humides ou inondées par des interventions hydrauliques intentionnelles (creusement, pose de seuils ou de digues, captation de fossés, etc.) est, quand elle est bien conçue, un moyen efficace d'abaisser les teneurs en nitrate des eaux, d'autant plus efficace que ces eaux sont riches. Compte tenu de sa lourdeur de mise en œuvre et d'entretien, cette solution semble être restreinte à des cas de pollution ponctuelle ou semi-ponctuelle ou des situations de risque important. Toutefois, certains pays (Suède, Danemark) ont mis en œuvre des programmes de restauration importants.

**L'afforestation (la plantation de forêt) et la mise en jachère longue durée)** (surfaces « diluantes ») sont clairement des moyens efficaces de diminution des pollutions agricoles, notamment lorsqu'ils sont employés pour des périmètres de captage. Des mesures moins radicales de **diversification des paysages** (augmentation des surfaces en couvert permanent, allongement des rotations, augmentation du nombre de variétés cultivées dans les assolements, etc.) ont également des effets bénéfiques, même si elles n'ont jusqu'à présent fait l'objet que de peu de tentatives de quantification. Leur efficacité a été montrée, notamment lorsqu'elles sont combinées à un raisonnement spatial (par exemple localisation préférentielle des prairies extensives ou d'itinéraires culturaux spécifiques dans les fonds de vallées).

La mise à profit de la connaissance des processus à l'échelle des paysages est un atout précieux pour concevoir des actions de prévention ou de remédiation des émissions de nutriments vers l'environnement. Elle est complémentaire des actions au plus proche de la source (parcelles). Les principales difficultés sont, d'une part, leur caractère très variable en fonction du contexte local, et, d'autre part, des problèmes de transfert de pollution entre nutriments (N vs P), entre compartiments (atmosphère-sol-eau) ou entre espèces chimiques (P soluble vs particulaire, NO₃⁻ vs NH₄⁺ vs N organique, etc.).

## 5.3. Approches économiques de la remédiation

### 5.3.1. Évaluation des impacts de l'eutrophisation

Les trajectoires de remédiation ont fait l'objet de peu d'analyses rétrospectives des coûts engendrés. Les coûts des politiques environnementales sont en effet assez complexes à définir et calculer, qu'il s'agisse des coûts directs ou des coûts indirects. Les difficultés sont nombreuses : l'augmentation des contraintes environnementales peut avoir des effets différents sur la compétitivité des filières agricoles selon les pays, qui peuvent aller jusqu'à une délocalisation de la production agricole vers des pays aux standards environnementaux moins stricts ; s'il est relativement aisé de cerner les impacts de l'agriculture, il est beaucoup plus difficile d'en évaluer les bénéfices (production d'alimentation, biodiversité, héritage culturel, etc.), les espaces ouverts sont souvent considérés comme des acquis et les agriculteurs ne tirent pas crédit de ces externalités ; les coûts sont susceptibles de changer au fil du temps, avec les changements de technologie et les demandes des consommateurs ou usagers ; les pollutions ont souvent plusieurs causes, et le choix de lutter/l'affecter à l'une ou à plusieurs, simultanément ou alternativement, est loin d'être neutre sur les résultats économiques (agir contre l'azote et/ou le phosphore en agriculture, agir préférentiellement ou simultanément sur le secteur domestique ou agricole, ou encore d'arbitrer ou non entre pollutions diffuses et pollutions ponctuelles).
Des tentatives d'évaluation, en termes monétaires, des impacts de l'eutrophisation sur les eaux continentales, littorales et marines, ont été faites ces 10 dernières années essentiellement. Elles abordent quatre types d'enjeu :
(1) les impacts sur la qualité de l'eau, de l'environnement et sur le changement climatique, (2) les impacts sur la santé humaine et le bien-être, (3) les impacts sur les activités économiques et (4) comment réinsérer l'eutrophisation dans une trajectoire circulaire. Ces études indiquent qu'il n'est pas envisageable d'avoir une valeur globale de l'ensemble des impacts associés à l'eutrophisation.

Le travail de recensement des évaluations partielles réalisées identifie des questionnements et indique des ordres de grandeur des impacts en termes monétaires. Ces études ont été majoritairement réalisées aux États-Unis et pour la mer Baltique. Peu d'études d'évaluation économique ont été menées en France. Pour les eaux continentales, elles ont surtout porté sur les impacts relatifs à la qualité de l'environnement, à la santé et au bien-être, quelques-unes sur les impacts sur les activités économiques. L'évaluation économique des dommages sur l'environnement a pu être estimée jusqu'à 44 millions US$ par an aux États-Unis pour la prévention de la perte de biodiversité aquatique liée à l'eutrophisation, et jusqu'à 2,2 milliards US$ par an aux États-Unis pour la perte potentielle des usages récréatifs. Pour les eaux littorales, les études ont porté surtout sur les impacts de l'eutrophisation sur la santé humaine, les activités économiques, et, dans une moindre mesure, sur les coûts de ramassage, de traitement et de valorisation des algues. La seule incidence des maladies causées par les pathogènes marins sur la santé humaine varie de 1 à 1 000 selon le périmètre de l'étude. Les effets de l'eutrophisation sur l'activité économique varient de 2 à 20,4 millions US$ par an aux États-Unis. Pour les eaux marines, la seule étude identifiée porte sur la mer Baltique, et traite de la dégradation de la seule qualité des eaux. La valeur économique estimée varie, selon les scénarios de réduction de l'apport en nutriments, de 28 à 54 millions d'euros. Ce travail montre la complexité d'une telle ambition et le faible nombre de travaux d'ores et déjà engagés, en particulier en Europe et en France. Les ordres de grandeur soulignent cependant que ces impacts sont importants et qu'ils méritaient d'être mieux portés à connaissance de tous les acteurs et usagers pour appuyer l'action. Depuis une dizaine d'années, des démarches d'évaluation se sont structurées autour de l'identification des impacts de l'eutrophisation, de l'identification des services écosystémiques impactés, selon les actifs environnementaux (eaux continentales, eaux littorales et eaux marines) et les conventions d'estimation de valeur de l'environnement retenues dans une perspective socio-économique. Des approches ont été proposées pour donner, principalement en termes monétaires, des informations concernant les dommages et les avantages associés à l'eutrophisation. Dans de nombreux articles, les auteurs signalent que les coûts calculés restent sous-estimés, ne pouvant intégrer l'ensemble des éléments composants les impacts de l'eutrophisation.

### 5.3.2. Différentes stratégies économiques de la remédiation

D'un point de vue économique, la lutte contre l'eutrophisation est la recherche d'un compromis entre deux situations extrêmes : une situation sans manifestation d'eutrophisation qui pourrait induire un coût trop important pour la société (manque d'activités économiques, baisse et variabilité de la production agricole, coût élevé pour les ménages), et une situation d'acceptation de l'eutrophisation sans recherche d'amélioration, ce qui serait dommageable pour l'environnement, l'économie et la santé publique. L'analyse coût-bénéfice ou coût-efficacité des actions de remédiation constitue un outil pour trouver ce compromis. Pour cela, il est nécessaire de tenir compte : 1) des contraintes que chacun subit (marchés agricoles fluctuants, charge fiscale etc.) ; 2) des coûts des politiques environnementales qui sont assez complexes à calculer ; 3) de l'intégralité des bénéfices.

Un élément important de la revue bibliographique est qu'il n'est pas efficace de procéder en deux temps :
1) estimer un objectif cible limitant l'eutrophisation, 2) puis rechercher la meilleure manière de l'obtenir sur le plan économique. C'est dès le départ qu'il convient de prendre en compte les dimensions économiques. Comme le montre la littérature, intégrer les dimensions économiques, biogéochimiques et écologiques dès le départ permet de tenir compte de phénomènes complexes, au fur et à mesure qu'ils se manifestent, tels que des bifurcations, irréversibilités, multiples échelles spatiales et temporelles interreliées.

Différents outils économiques peuvent être mis en œuvre dont principalement : 1) les systèmes de commande et contrôle ; 2) les taxations et/ou les subventions ; 3) les taxes dépendantes du contexte (ambiant
taxes) ; 4) les permis échangeables. Ces instruments peuvent être couplés et le caractère plus ou moins irréversible des mesures envisagées doit aussi être pris en considération.

Les solutions qui consisteraient en la seule définition d'un standard environnemental (un taux de pollution) ou d'une diminution minimale de la pollution ne sont généralement pas efficaces, comme cela a été montré dans des études portant sur la Baltique ou le Danube. En outre, les sources de l'eutrophisation sont multiples et en tenir compte peut permettre de réduire le coût des actions. Par ailleurs, les excès de nutriments peuvent avoir des effets variés. Introduire les différentes sources et différents effets dans l'analyse augmente l'intérêt d'envisager globalement la remédiation.

La lutte contre les pollutions diffuses (domestiques ou agricoles) est compliquée du fait de la difficulté à les mesurer, de coûts de transaction souvent élevés, du comportement de « passager clandestin » (profiter des efforts des autres sans en faire soi-même) ou encore de problèmes d'asymétrie d'information (le pollueur connaît le coût de diminution des effluents, le régulateur ne les connaît pas). Par ailleurs, le sentiment de faire un effort non partagé par d'autres peut être un frein à l'action.

Les perturbations des écosystèmes sont souvent multiples (eutrophisation, acidification, effet de serre etc.) et des gains d'efficacité peuvent être réalisés en en tenant compte. De la même manière, tenir compte des multiples bénéfices dégagés par la réduction de la pollution permet d'envisager des solutions qui autrement seraient économiquement peu rentables. Par ailleurs, l'ordre dans lequel on doit agir sur un problème à causes multiples, si l'on veut être efficace, doit être établi en tenant compte des risques liés à chaque source de pollution, des corrélations entre ces risques, en plus de l'intérêt propre à la diminution de chaque source.

### 5.3.3. Modalités d'intervention économique pour la remédiation

Dans les situations de multicausalité, le choix de lutter contre une cause ou plusieurs simultanément, ou encore alternativement, a une influence sur les résultats économiques, comme cela a été montré par plusieurs études. Cela est vrai à la fois pour le choix d'agir contre l'azote et/ou le phosphore en agriculture, ou d'agir préférentiellement ou simultanément sur le secteur domestique ou agricole, ou encore sur les pollutions diffuses et/ou ponctuelles. Dans un cadre qui comporte nécessairement une part d'incertitude et d'acquisition progressive de connaissance, les solutions mises en œuvre peuvent rechercher un équilibre entre performance et robustesse. Une gestion adaptative (par réactualisation des objectifs, des outils, des paramètres, en tentant des expériences) paraît la meilleure démarche à adopter dans ce contexte. De même la révision périodique des plans d'action est souhaitable. Plus généralement le caractère fluctuant de la pollution, d'une année à l'autre, d'une saison à l'autre, comme illustrée par exemple sur l'efficacité des zones humides, conduit à prendre en compte ces variations temporelles pour déterminer l'intérêt économique des actions.

Concernant les pollutions diffuses d'origine agricole, les principaux outils présentés et discutés rencontrés dans la littérature sont les taxes sur les engrais, ou les taxes sur les bilans agro-environnementaux comme les exportations nettes (sorties moins entrées) de phosphore, des taxations ou subventions non linéaires, des incitations plus directes aux changements de cultures, de système de culture ou de production, etc. Un des problèmes est d'éviter les effets d'aubaines (utiliser un instrument à d'autres fins que celui pour lequel il a été créé), ce qui peut réduire l'efficacité des actions envisagées. Sur le plan appliqué, la recherche d'efficacité conduit généralement à trois questions : qui cibler ? Que cibler ? Et quel mécanisme utiliser ?

#### Qui cibler ?

Viser uniformément tous les responsables de la pollution semble la solution la plus immédiate et la plus facile, par exemple en taxant de la même manière tous les pollueurs. Mais on ne peut lutter avec les mêmes instruments contre les pollutions domestiques et agricoles. Pour ces dernières, des mesures uniformes peuvent occasionner des coûts démesurés, car certains acteurs n'y survivront pas ; en outre, les coûts de contrôle sur des territoires étendus seront importants ; enfin l'application uniforme d'instruments à des contributions différentes aux pollutions n'est pas la solution la plus facile à faire admettre. Pour les pollutions diffuses, s'il est possible sur le plan
théorique de cibler différemment les pollueurs en fonction de leurs impacts sur l'environnement et de leurs struc-
tures de coût, cette stratégie se heurte au fait que les contributions individuelles restent largement méconnues.
Coûts de transaction mis à part, les études de cas montrent que les stratégies ciblées surpassent les stratégies
indifférenciées, avec des écarts souvent substantiels. Aussi, considérant qu'aucune politique n'est optimale pour
toutes les exploitations, des politiques de réduction ont pu être définies par type de sol, par type d'exploitation ou
par situation géographique.

Que cibler ?

Dans le monde agricole, les mécanismes de taxation fondés sur les intrants (fertilisants, effluents, etc.) sont en
général insuffisants du fait de substitutions possibles entre ces derniers (s'ils ne sont pas tous restreints). Néan-
moins, ils présentent des qualités sur différents aspects. Ainsi, l'intérêt d'une taxe sur les engrais azotés repose
principalement sur sa facilité de mise en place et ses faibles coûts de transaction. Cet instrument reste intéres-
sant, à condition d'être associé à d'autres instruments, et ceci malgré les différences importantes de réponse
observées selon le type d'engrais azotés, et pour les effluents selon leur mode d'application.
Malgré tout, et de manière générale, il reste plus pertinent de prendre comme objectif la qualité de l'eau dans
les rivières plutôt que la réduction des intrants. L'intérêt de la mise en place de politiques ciblant l'azote et/ou le
phosphore en priorité, ou les deux sans distinction, dépend alors du contexte et des situations particulières. Les
politiques limitées à un seul élément fertilisant sont en général peu efficaces pour limiter les pollutions diffuses.
Cibler conjointement l'azote et le phosphore peut ainsi permettre de réduire les coûts tout en améliorant l'effica-
cité des mesures de réduction des charges en nutriments.

Quels mécanismes utiliser ?

Les fortes variabilités et incertitudes sur les émissions peuvent conduire à mettre en place simultanément dif-
férents instruments, qui seront chacun efficients sur une plage de variation de ces émissions ou dans des cir-
constances données. Le choix de l'instrument ou de l'ensemble d'instruments peut influencer significativement
le résultat en termes d'analyse coût-efficacité de la politique agro-environnementale. Il en est de même des diffé-
rents paramétrages (par exemple les taux d'une taxe, d'une subvention). Pour le monde agricole, les effets induits
sur les coûts de production, sur la survie des exploitations, ne peuvent être négligés. Pour pallier une partie de ces
effets, les instruments doivent être adroitement couplés : par exemple des subventions peuvent encourager des
comportements respectueux de l'environnement, améliorant ainsi l'efficacité de politiques, en compensant les
taxes par des incitations aux changements de pratiques, de systèmes agricoles. Le versement des subventions
pour la mise en place de mesures peut aussi être lié aux résultats obtenus, à condition que ceux-ci soient mesu-
rables et que la mesure soit en lien direct avec l'action (par exemple résidus d'azote en sortie d'hiver, en lieu et
place d'un suivi des concentrations d'un bassin-versant).

La réglementation (normes et standards) est aussi un autre instrument de contrôle qui peut permettre de diminuer les pollutions diffuses et ponctuelles (réduction des excès de nutriments à appliquer, par exemple pour N et P concernant les grandes cultures). Pour le monde agricole, une harmonisation multilatérale des réglementations environnementales entre pays est cependant nécessaire en raison de leurs effets sur la compétitivité des exploitations. Les études empiriques montrent l'avantage à fonder les réglementations sur les intrants qui sont les facteurs les plus corrélés avec les émissions des exploitations. Par exemple le chargement animal à l'hectare peut être considéré comme une base appropriée pour la réglementation étant donné sa forte corrélation avec la charge polluante. La prise en compte explicite de l'hétérogénéité des exploitations peut aussi amener à une politique différenciée vis-à-vis de la réglementation ce qui pose cependant un problème d'équité entre les exploitations.

Les méthodes fondées sur le marché (par exemple les permis échangeables) restent, d'un point de vue théorique,
plus efficaces que les instruments s'appuyant sur la réglementation et les contraintes. L'efficacité de marchés de
permis à polluer peut-être cependant très variable selon l'hétérogénéité des sources de pollutions, des activités
polluantes et des milieux. Par ailleurs, la définition du prix de ces permis reste un paramètre important pour le
succès de cet instrument, ainsi que pour les structures qui le portent (coopératives, etc.).
Lors de la mise en place de programmes de mesures pour réduire les sources de pollution, les bénéfices apportés doivent être comparés aux coûts, même si des questions de fond sur ces méthodes d'analyse coût-bénéfices ou coût-efficacité restent posées, notamment sur le choix des taux d'actualisation, sur la prise en compte des risques, des incertitudes, des variabilités spatiales et temporelles (en lien par exemple avec le climat). Il est aussi souvent recommandé de ne pas négliger les coûts de transaction. Leur prise en compte permet : d'éviter les distorsions lors de l'évaluation des coûts et des calculs de ratios coût-efficacité, d'imaginer des politiques qui pourraient les réduire, notamment en période de restrictions budgétaires et d'aversion croissante pour la bureaucratie. D'autres travaux préconisent de prendre plutôt en compte les coûts d'opportunité qui incluent des coûts directs et indirects, privés et publics.

En conclusion, les modèles mêlant simultanément les aspects biophysiques et économiques devraient servir de base à la définition de programmes de réduction, et ce malgré les incertitudes liées à une connaissance imparfaite des phénomènes biophysiques et écologiques. Une gestion adaptative, par réactualisation des objectifs, des outils, des paramètres, en tentant des expériences, peut être une solution pragmatique et efficiente. En effet, bien trop souvent, des objectifs trop ambitieux et non applicables conduisent à des programmes qui ne sont pas du tout coût-efficaces (inefficaces car non mis en place à l'échelle souhaitée, et coûteux car mis en place en partie malgré tout). Cela ne signifie pas que les objectifs doivent être nécessairement modestes, mais qu'ils soient simplement atteignables.

La question de l'intérêt comparé de mesures modestes sur des espaces géographiques larges, ou plus ambitieuses sur des espaces plus restreints reste posée. Néanmoins tous les instruments ciblés spatialement montrent généralement une meilleure performance, ce qui pose la question des zonages et notamment de leur échelle de définition. Dans certaines situations, les solutions d'ingénierie écologique (zones tampons, zones humides) peuvent être aussi des moyens de limiter les effets des pollutions sur le court et long terme, ou contribuer à leur réduction, aux côtés d'autres mesures. Les questions de pollution différée à partir de ces zones restent cependant en suspens vis-à-vis de leur efficacité sur le long terme.

En résumé, il est peu envisageable de reproduire une solution ayant fait ses preuves dans un contexte particulier, pour résoudre les mêmes problèmes dans un autre contexte. En revanche des enseignements peuvent être tirés des réussites ou échecs obtenus dans des situations parfois fort différentes. Il n'existe pas de solution idéale, mais seulement le choix de politiques qui, ciblées et conçues pour des situations particulières avec des instruments développés de manière souvent ad hoc, peuvent aider à réduire les sources de pollution, une fois que les problèmes ont été correctement identifiés, analysés et les différentes solutions possibles évaluées.

## 5.4. Modéliser l'eutrophisation :
représenter, comprendre et accompagner l'action

### 5.4.1. Caractéristiques des modèles d'écosystèmes eutrophisés

L'eutrophisation des eaux douces et marines étant causée par les apports terrigènes de nutriments, la modélisation de l'eutrophisation commence sur les bassins-versants et se poursuit dans des écosystèmes aquatiques différents en termes de temps de séjour et de processus dominants de rétention et transfert, jusqu'à la mer côtière. En général, les modèles commencent par délimiter clairement une zone du continuum terre-mer et une question, puis explicitent les hypothèses qui permettent de ne retenir que les processus considérés comme primordiaux pour la question. En raison de la multiplicité des mécanismes et leur connaisance parfois parcellaire, il n'existe pas vraiment de consensus clair sur le degré de détail indispensable à une représentation efficace des processus, dont la formulation reste souvent fondée sur des hypothèses simplificatrices.
Reflétant la chronologie d'apparition des phénomènes d'eutrophisation, les modèles ont d'abord été développés dans les années 1970 pour les lacs, puis les cours d'eau, souvent dans le but d'évaluer la réduction nécessaire des apports de nutriments. Ces modèles très réductionnistes ont graduellement été complétés par des modèles plus complexes, décrivant explicitement la mécanique des processus en jeu. Dans les années 1990, la modélisation a aussi atteint les estuaires et la mer côtière. Finalement, on dispose aujourd'hui de deux grands types d'outils complémentaires.

Les modèles dits statistiques chercheront à prévoir une variable cible en fonction d'un certain nombre de variables causales mesurées sur le terrain. Ces modèles bénéficient d'aides semi-automatiques (par tests de significativité) pour éliminer des variables d'entrée superflues. L'enrichissement des bases de données permettra de calibrer ces modèles peu génériques dans une grande diversité de sites. On peut y rattacher les modèles faisant appel à la logique floue, aux réseaux de neurones, ou encore à la modélisation bayésienne.

Les modèles dits mécanistes (ou déterministes) font en revanche appel à une théorie plus ou moins élaborée des mécanismes hydrobiogéochimiques et écologiques menant à l'eutrophisation, ce qui devrait apporter plus de généricité que la simple approche statistique. Les équations quantifient les changements des descripteurs pertinents de l'écosystème (appelés « variables d'état ») dans le temps (équations différentielles ordinaires), voire dans l'espace si l'hétérogénéité de l'écosystème le nécessite (équations aux dérivées partielles).

Une fois la structure du modèle choisie, il faut fixer un certain nombre de paramètres de façon à reproduire les faits observés (calibration), et si possible valider le modèle sur un jeu de données indépendant. Ensuite, il peut être utilisé pour des simulations opérationnelles (effets de scénarios d'apports de nutriments ou de changements climatiques).

Le choix de la représentation spatiale des écosystèmes (emprise, résolution, nombre de dimensions prises en compte, etc.) doit se fonder sur une analyse de l'hétérogénéité spatiale de la zone étudiée. Si l'on peut raisonnablement considérer que l'écosystème eutrophe est constitué d'une seule masse d'eau homogène, on n'introduira pas de dimension spatiale (d'où le nom de modèle 0D). S'il existe seulement une dimension principale d'hétérogénéité (horizontale pour une rivière, un fleuve ou un petit estuaire bien mélangé, verticale pour un lac profond ou un fjord), on introduira une dimension spatiale, ce qui conduira à un modèle 1DH (horizontal) ou 1DV (vertical). La modélisation des réseaux fluviaux se fait en raccordant au modèle 1DH du fleuve principal autant de modèles 1DH qu'il y a d'affluents. Si on doit prendre en compte deux dimensions principales d'hétérogénéité (horizontale pour une grande baie ou un grand lac peu profond, verticale pour un estuaire stratifié), on utilisera des modèles 2DH ou 2DV. Enfin, dans les écosystèmes complexes, montrant de fortes hétérogénéités dans les trois dimensions de l'espace (grands lacs avec plusieurs entrées et/ou sorties, zones côtières étendues avec des panaches de dilution de fleuves importants, etc.), il faudra représenter finement la totalité du système aquatique par un modèle tridimensionnel, dit 3D. La simulation procédera en segmentant le système en volumes élémentaires (mailles) considérés comme homogènes pour les variables d'état de l'écosystème. La figure 5.1 donne des exemples de ces différentes modélisations de l'espace.

<figure><img src="image_50.png" /><figcaption>Figure 5.1. Divers types de modélisation de l'espace. D : dimension ; H : horizontal ; V : vertical. © A. Ménesguen</figcaption></figure>
<figure><img src="image_51.png" /><figcaption>Figure 5.2. Schéma de modèle biogéochimique des éléments N, P, Si, O dans l'eau et le sédiment. Source : Butenschön et al., 2016.</figcaption></figure>

En ce qui concerne la représentation des processus biogéochimiques conduisant à l'eutrophisation, les modèles simulent tout ou partie du cycle naturel des éléments azote (N), phosphore (P), voire silicium (Si) pour les diatomées unicellulaires, à travers un nombre de compartiments biogéochimiques considéré par le modélisateur comme nécessaire et suffisant (nutriments dissous, biomasse algale, brouteurs éventuels, détritus, etc.), complétés si nécessaire par des compartiments dans les sols ou les sédiments, soumis à l'érosion/dépôt (Figure 5.2). L'une des conséquences majeures de l'eutrophisation pour un écosystème étant la raréfaction de l'oxygène dissous dans l'eau, certains modèles introduisent explicitement les principales réactions d'oxydoréduction qui contrôlent la teneur en oxygène dissous. Tout processus qui n'est pas explicitement décrit par une équation peut être considéré comme implicitement résumé dans la valeur d'un paramètre des équations du modèle, d'où la nécessaire – et délicate – phase de calibration du modèle, le plus souvent manuelle, par essai-erreur. Toute variable agissant sur le système sans être en retour modifiée par lui est considérée comme un « forçage » du modèle, que l'on impose soit par des séries de mesures spatio-temporelles, soit par des fonctions simples (constantes, fonctions périodiques du temps, etc.).
### 5.4.2. Les principaux modèles utilisés pour les différents milieux

#### Bassins-versants

Un modèle de transfert de nutriments dans un bassin-versant doit déduire d'un mode d'occupation des sols une concentration de nutriments résultante (ou un flux entrant) dans le réseau hydrographique.

Pour les bassins de grandes cultures avec nappes profondes, une approche simplifiée consiste à simuler les flux d'eau à l'échelle annuelle (modèles AnnAGNPS, CREAMS, HYPE) et à utiliser soit un bilan agronomique simplifié des entrées et des sorties, soit des relations statistiques entre types de culture et pertes de nutriments dans le réseau hydrographique. L'occupation des sols est décrite simplement (forêts/terres labourables/prairies/zones bâties) et les pratiques agricoles représentées par leur distribution moyenne. Ne détaillant pas le système sol-plante et utilisant des pas de temps mensuels ou annuels, ces modèles ne reproduisent pas les variations rapides de concentrations observées, ni les processus d'érosion et d'absorption/désorption sur les particules pour le phosphore. Ces modèles peuvent permettre de simuler des changements de bilans agronomiques, donc des changements observés ou simulés en amont du modèle, mais ils ne peuvent pas prendre en compte des évolutions, car se limitant à des situations d'équilibre.

Les petits bassins-versants permettent une représentation des interactions sol-plante-atmosphère-nappe par des modèles mécanistes (ANSWER, EUROSEM, KINEROS, MEDALUS, RHEM, RUNOFF, SHETRAN, SWAT, INCA, HSPF, AGNPS, Modcou-STICS, CAWAQS, TNT2) évaluant à l'échelle d'un événement pluvieux ou d'une saison le prélèvement par les plantes, la minéralisation de la matière organique, la nitrification et la dénitrification pour l'azote, l'adsorption-désorption sur la phase solide pour le phosphore, et les transferts (Figure 5.3) par ruissellement et par érosion. Pour simuler la dynamique saisonnière des flux d'azote contrôlée par le débit de surface et les échanges avec la nappe, les modèles distinguent généralement les écoulements superficiels et les écoulements souterrains, ou plutôt les domaines saturés et non saturés dynamiquement variables. Pour le phosphore, massivement adsorbé sur les particules de sol entraînées lors des fortes pluies, une bonne simulation des pics de crues est nécessaire pour l'évaluation réaliste des flux. La spatialisation permet de simuler le piégeage en aval des nutriments mobilisés plus en amont sur le versant. Ces modèles très détaillés utilisant un pas de temps journalier ont un pouvoir de test d'hypothèses et de scénarios supérieur aux précédents, mais restent lourds en temps de constitution de la base de données d'entrée, de calcul, et d'exploitation des résultats.

<figure><img src="image_52.png" /><figcaption>Figure 5.3. Schéma d'un modèle de bassin-versant. © P Durand, C. Gascuel, A. Crave</figcaption></figure>
## Rivières et fleuves

En référence à la classification de Strahler (ordres) fondée sur le nombre de confluences entre la source et le segment considéré, la modélisation de l'écoulement de l'eau dans le réseau hydrographique a débuté par des modèles à compartiments en file, puis des modèles 1DH ramifiés, voire 2DH pour représenter les zones d'élargissement (MIKE21), et totalement 3D pour certains (MIKE31, Delft3D). Portant au départ sur la seule « qualité de l'eau » représentée par les deux variables d'état Demande biologique en oxygène et Oxygène dissous, ces modèles ont pris en compte ensuite, notamment à l'US-EPA, des processus écologiques pour l'étude d'un cours d'eau (QUAL2EU, QUASAR/INCA, PROSE, KALITO), voire du réseau hydrographique à l'échelle d'un bassin-versant (WASP, BASINS, EFDC, RIVERSTRAHLER, RIVE, PEGASE, AGIRE). Ces modèles utilisent une dizaine de variables d'état pour décrire les cycles de N, P et O, voire plus pour simuler différentes classes d'algues, de zooplanctons, d'invertébrés, plantes et poissons. De plus, un compartiment sédimentaire est très souvent présent. La plupart des modèles d'eutrophisation fluviale se focalisent sur les processus dans la colonne d'eau, très peu d'entre eux prennent en compte de façon détaillée le rôle des compartiments adjacents du lit mineur et du lit majeur, de la zone hyporhéique ou de la nappe phréatique. Les modèles fournissent des débits et des concentrations à des pas de temps allant de la décade (10 jours) à l'heure.

## Lacs et réservoirs

<figure><img src="image_53.png" /></figure>

Figure 5.4. Prévision à 10 jours de l'évolution d'une efflorescence de cyanobactéries observée en août 2015 à l'extrémité ouest du lac Érié par un modèle 2DH ou par un modèle 3D, et comparaison avec l'observation satellitaire au jour prédit. Source : Rowe et al., 2016. © American Geophysical Union

Particulièrement exposés en raison de leur faible vitesse d'écoulement et du confinement qui en résulte, les lacs subissent en outre, dès qu'ils sont suffisamment profonds, une stratification thermique estivale qui stoppe les échanges entre le fond (hypolimnion) et la surface (épilimnion). Dès la décennie 1975-1985, une simple modélisation déterministe de l'OCDE, appliquée à l'Amérique du Nord, l'Europe occidentale et l'Australie, a permis de déterminer la vulnérabilité des lacs et réservoirs à l'eutrophisation, en expliquant l'état d'équilibre par des combinations des principales caractéristiques morphométriques (profondeur et volume du lac) et hydrologiques (débits moyens, apports nutritifs annuels du bassin-versant). Plus tard, des modèles mécanistes détaillés ont permis de prendre en compte des apports variables sur plusieurs décennies, et la stratification de la colonne d'eau. Depuis les années 2000, les modèles sont couramment 3D (par exemple : ELCOM). Visant à décrire l'état annuel moyen d'eutrophisation d'un lac à l'équilibre, la partie biogéochimique de ces modèles mécanistes de lacs se résumait dans les années 1970-1980 à la biomasse chlorophyllienne totale du phytoplancton, à son nutriment limitant principal en eau douce, le phosphore, et à une variable dépendante, l'oxygène dissous. Récemment, la simulation
explicite de divers groupes phytoplanctoniques, de leur capacité de positionnement précis dans la colonne d'eau et de leur décomposition a permis de prévoir, à l'horizon d'une à deux semaines (Figure 5.4), les proliférations algales de cyanobactéries néfastes à certains usages des plans d'eau (baignade, loisirs, eau potable, etc.). Ces modèles mécanistes, mais aussi des modèles statistiques, de mieux en mieux calibrés sur des mesures automatiques à haute fréquence, servent à quantifier le niveau de réduction des apports de nutriments (phosphore d'abord, mais aussi azote) par le bassin-versant qui permettrait d'atteindre les objectifs de Bon état écologique lacustre fixés par la DCE avec ou sans prise en compte du changement climatique.

## Estuaires

À part quelques grands estuaires (Yangzi Jiang, Saint-Laurent, Escaut, Seine, Tage, le « superestuaire » de la baie de Chesapeake), ce sont plutôt des petits estuaires eutrophes qui ont été modélisés, voire intercomparés dans certaines études américaines, finlandaises ou irlandaises. En raison de leur forte turbidité, et souvent des forts courants du chenal central profond, les estuaires ne semblent pas constituer les sites les plus enclins à montrer des signes de proliférations algales importantes. Pourtant, à l'aval du bouchon vaseux, la stratification haline peut créer une couche de surface riche en nutriments, peu profonde et assez éclairée. Les modèles d'estuaires se sont donc attachés à étudier le rôle de la physique (débit fluvial, biseau salé et bouchon vaseux) sur la prolifération phytoplanctonique et l'hypoxie de fond qui peut résulter de la sédimentation de cette biomasse. Redevables de modèles 1DH s'ils sont bien brassés, les estuaires requièrent des modèles bidimensionnels verticaux (2DV) voire 3D (ELCOM, COHERENS, MOHID, ROMS, SHOC, SiAM3D, etc.) quand ils présentent un net biseau salé. La modélisation biogéochimique des estuaires est compliquée par la transition entre les écosystèmes d'eau douce et marins : le phosphore y subit des échanges entre phases dissoutes et particulaires, le phytoplancton d'eau douce descendant et le phytoplancton marin remontant y meurent, générant de la matière organique intensément minéralisée par les bactéries, et la production phytoplanctonique y passe graduellement de la limitation des eaux douces par le phosphore à la limitation des eaux marines par l'azote. Les estuaires sont par ailleurs souvent des sites de conchyliculture (huîtres, moules), qu'on doit préserver des mortalités estivales causées par les anoxies de fond. Si certains modèles statistiques se contentent de séries de mesures de variables causales (stratification, apports terrigènes de N et P, pourcentage d'occupation agricole du bassin-versant, etc.) pour prédire des variables caractéristiques de l'eutrophisation (chlorophylle, production primaire, hypoxie de fond), les modèles mécanistes simulent le cycle de l'azote, du phosphore, avec phytoplanctons d'eau douce et marin pour mieux simuler la transition eau douce/eau marine. La fréquente simulation de l'oxygène dissous fait en général appel à un flux forcé de consommation par le sédiment, et beaucoup plus rarement à une modélisation explicite de l'oxydoréduction dans les sédiments.

## Lagunes côtières

Leur faible profondeur, leur enclavement et, donc, leur grand temps de résidence de l'eau, exposent particulièrement les lagunes au phénomène d'eutrophisation, préjudiciable tant à la biodiversité naturelle qu'à l'aquaculture. Les trois sites les plus modélisés et ce, depuis les années 1990, sont la lagune de Thau sur la côte languedocienne française et les deux lagunes italiennes de Venise et d'Orbetello. Quelques simulations ont été menées sur plusieurs décennies, en raison des compartiments sédimentaires à faible taux de renouvellement. Même à ce jour, certains auteurs ne considèrent pas comme fondamentale l'hétérogénéité spatiale des lagunes et se contentent d'utiliser des modèles 0D. Cependant, depuis les années 2000, la moitié des études utilisent des modèles hydrodynamiques 2D ou 3D, avec parfois une couche représentant le sédiment, située sous la (ou les) couche(s) d'eau. Dans les rares cas de lagunes peu salées, quelques auteurs se sont contenus du cycle de P seul, distinguant les cyanobactéries des autres algues ; mais dans les cas plus fréquents de lagunes marines saumâtres ou salines, les modèles simulent le cycle de N, seul ou en parallèle avec celui de P. Dans les lagunes où l'anoxie estivale a été observée, les modèles introduisent des réactions d'oxydoréduction, dans l'eau et parfois aussi dans le sédiment, de façon à simuler les désorptions brutales de phosphore lors des anoxies.
## Mer côtière ouverte

Peu prédisposée à l'eutrophisation, de par sa très faible richesse nutritive naturelle, et son fort renouvellement hydraulique, la mer côtière montre pourtant des cas d'eutrophisation sévère. Les modèles ont permis de reproduire l'enrichissement et le confinement vertical des panaches de dilution des fleuves, et de comprendre que, même en présence de forts courants de marée, certaines baies peuvent s'avérer sujettes au confinement par manque de dérive résiduelle de marée, et conduire à l'eutrophisation sous l'effet d'apports terrigènes modestes. Cinq sites principaux dans le monde ont focalisé la majeure partie de l'effort de modélisation de l'eutrophisation marine et de l'anoxie : la mer Baltique, la mer du Nord, le golfe du Mexique, la baie de Chesapeake et la mer Noire. Les mers de Chine et du Japon et le nord de l'Adriatique constituent aussi des sites souvent modélisés. Utilisés pour comprendre la part des divers facteurs conduisant à l'eutrophisation et pour en déduire des scénarios de restauration, les modèles marins ont aidé, dès les années 1990, à définir des remédiations qui puissent réduire les grandes zones mortes (dead zones) mondiales au moindre coût. Plusieurs études de la Manche/mer du Nord, la mer Baltique et la baie de Chesapeake ont associé en chaîne des modèles de bassins-versants, de réseaux fluviaux et de mer côtière réceptrice, parfois forcés par des scénarios de changement climatique. Même si, encore aujourd'hui, certaines études se contentent d'un modèle statistique ou d'un modèle mécaniste 0D ou 1D, on observe depuis les années 1990 le passage de modèles mécanistes à compartiments interconnectés (éventuellement bicouches) à des modèles 3D à maillage fin, cartésien ou curvilinéaire. La multiplicité des sources de nutriments arrivant dans le milieu marin (apports de nombreux fleuves de tailles très différentes, apports océaniques, atmosphériques, flux issus des sédiments) a promu le marquage numérique d'un élément chimique, capable de le suivre dans le réseau trophique 3D depuis sa source. La partie biogéochimique des modèles marins (ERSEM, MIRO, ECOMARS) simule quasiment toujours le cycle de l'azote (considéré comme le premier élément limitant en eau marine), mais souvent aussi ceux du phosphore et du silicium, rarement celui du carbone. Quand l'oxygène dissous est le descripteur cible du modèle, les couples oxydant/réducteur du fer, du manganèse et du soufre peuvent être simulés, dans l'eau et le sédiment. En raison de leur nuisance potentielle, ce sont certains groupes algaux (dinoflagellés, flagellés Phaeocystis, macroalgues ulvacées) qui font la spécificité de nombreux modèles marins, à l'instar des cyano-bactéries en eau douce. Les modèles ont parfois été utilisés pour la construction d'indices de risque d'eutrophisation (par exemple : EUTRISK).