OSPAR / Bilan de santé 2000 / Chapitre 5 Biologie

Les organismes qui vivent dans la zone maritime d’OSPAR appartiennent à toute une série de groupes taxinomiques et écologiques, dont les virus, les bactéries, le plancton, le benthos, le poisson, les céphalopodes, les oiseaux, les mammifères et les tortues. On trouvera en section 5.2 une description générale de ces groupes d’organismes, tandis que l’impact des diverses activités humaines sur les organismes est présenté en section 5.3. Le présent chapitre constitue la base du bilan général des impacts de l’activité humaine figurant au Chapitre 6.

Les divers groupes d’organismes sont reliés les uns aux autres plus ou moins étroitement par des chaînes alimentaires, et forment, avec l’environnement abiotique les écosystèmes marins. Dans ses principes, l’organisation des écosystèmes marins est la même quelle que soit la Région OSPAR. Le phytoplancton microscopique constitue ‘l’herbe’ de la mer, soit la base de la production des niveaux trophiques supérieurs. Le phytoplancton est brouté par le zooplancton, qui à son tour constitue l’alimentation des poissons (par exemple, des anchois, des harengs, des maquereaux) et des baleines planctophages. Les animaux benthiques qui vivent dans ou sur les fonds marins se nourrissent de plancton et de matière organique morte qui a coulé et s’est déposée au fond. Les poissons, les céphalopodes, les mammifères marins et les oiseaux de mer se nourrissent de petits poissons ou d’animaux benthiques. Le varech et les autres macroalgues sont des végétaux qui poussent dans la zone éclairée des hauts fonds. Les micro-organismes contribuent à la décomposition de la matière organique et au recyclage des nutriments.

De nombreuses espèces de végétaux et d’animaux ont une distribution restreinte, et les régions biogéographiques dotent les diverses parties de la zone OSPAR de caractéristiques distinctes sur le plan de la biodiversité. L’Annexe V à la Convention OSPAR, adoptée en 1998, vise à protéger les espèces et les habitats de la zone OSPAR. La stratégie de l’Annexe V consiste à déterminer les espèces et les habitats au titre desquels des mesures de protection seront envisagées. Ce travail est en cours, et des critères de sélection des espèces et des habitats ont été élaborés, notamment des critères applicables aux espèces et aux habitats menacés ou en situation de déclin rapide.

Les micro-organismes, et principalement les bactéries (mais également les levures, les champignons et les virus) sont les composantes du plancton ainsi que du benthos. La production bactérienne planctonique en haute mer est liée à la production primaire, et l’abondance des bactéries augmente après les efflorescences phytoplanctoniques. L’une des principales fonctions des bactéries présentes dans les écosystèmes marins est de reminéraliser la matière organique (y compris les hydrocarbures) et de la transformer en composants inorganiques. Ce faisant, les bactéries benthiques montrent une grande diversité dans leur métabolisme, puisqu’elles utilisent, comme substrat réducteur, l’oxygène, le nitrate ou le sulfate. Leur activité respiratoire crée un gradient chimique dans les sédiments, les formes utilisatrices de l’oxygène étant les plus proches de l’interface entre sédiments et eau, tandis que les formes utilisatrices du sulfate se trouvent à des profondeurs plus importantes.

La biomasse du phytoplancton présente une variabilité spatiale considérable dans la zone OSPAR (Figure 5.1). Le cycle saisonnier est typique des latitudes tempérées, et se manifeste par une augmentation au printemps, une baisse en été et une nouvelle augmentation, quoique moins forte, en automne. L’efflorescence printanière est surtout due aux diatomées dont la densité diminue au fur et à mesure que les nutriments accumulés pendant l’hiver (par exemple, silice et nitrate) sont consommés, et que la pression de broutage du zooplancton s’accroît. Dans les eaux de l’Arctique recouvertes par les glaces, le cycle saisonnier présente un pic prononcé quand les efflorescences se déplacent vers le Nord au moment où les glaces reculent. Dans l’Atlantique au large, au sud du 40° N, la partie supérieure de la colonne d’eau reste stratifiée toute l’année, de telle sorte que la biomasse y est moindre et qu’elle varie moins entre les saisons.

Le moment où se produit l’efflorescence printanière est étroitement lié à l’apparition de la stratification de l’eau, qui permet aux cellules de phytoplancton de rester dans les parties supérieures éclairées de la colonne d’eau superficielle. Pendant l’été, un recyclage des nutriments se produit, et d’autres groupes algaires tels que les dinoflagellés, prédominent dans le phytoplancton. Les diatomées réapparaissent parfois à la fin de l’automne lorsque la stratification disparaît, les nutriments étant alors de nouveau mélangés dans les eaux de surface.

Les périodes et l’intensité des poussées du phytoplancton varient grandement d’une année à l’autre, et les tendances à long terme (tant à la baisse qu’à la hausse) ont été décrites pour les diverses parties de la zone OSPAR. Ces tendances semblent être liées aux modifications de la circulation couplée océan/atmosphère.

On trouve une large diversité et un grand nombre d'espèces phytoplanctoniques dans l’Atlantique Nord. Le nombre d’espèces nommées va d’environ 300 dans l’Arctique à environ 1000 dans la Région IV, bien que de nombreuses espèces n’aient pas encore été caractérisées. Les diatomées sont traditionnellement considérées comme le groupe le plus important, quoiqu’il soit maintenant reconnu que de nombreux flagellés très petits et d’autres classes d’algues puissent prédominer à certains moments. Pendant l’été, lorsque la température augmente, ce sont les flagellés qui prédominent ; les espèces toxiques appartiennent pour la plupart à ce groupe (voir section 5.3.2 et Tableau 5.5).

La production totale annuelle de phytoplancton varie selon la région. Les taux les plus faibles (environ 45 g C/m² /an) sont mesurés dans l’Atlantique au large, au sud du 40° N, tandis que les plus forts (> 400 g C/m²/an) se manifestent sur le plateau continental de la Galice et dans la mer Cantabrique. Dans les zones côtières de la mer du Nord, le taux (environ 400 g C/m² /an) à une station située à 6 km au large de la côte sud-ouest des Pays-Bas) est près de deux fois supérieur à celui du centre de la mer du Nord. Les taux varient aussi considérablement à l’intérieur des limites de chacune des régions.

Figure 5.1 Images obtenues par satellite (projet SeaWiFS), mettant en évidence les teneurs en chlorophylle dans l'Atlantique du Nord-Est. Source : CCMS.

Le zooplancton de la zone épipélagique (entre 0 et 200 m) est dominé par des espèces dont le spectre de tailles va des protozoaires aux euphausiacés. Sur le plateau continental, les phases larvaires des organismes benthiques (par exemple, les échinodermes) peuvent être importantes au printemps et en été. Dans les eaux océaniques profondes de l’Atlantique au large, le nombre d’espèces atteint son maximum à une profondeur d’environ 1000 m. Toutefois, à cette profondeur, la biomasse est deux fois plus faible que l’on observe dans la zone épipélagique.

Le zooplancton est la principale source d’aliments pour le poisson pélagique ainsi que pour les premières phases de la vie de tous les poissons. C’est pourquoi les variations de la composition du zooplancton, ainsi que le moment et le lieu où il apparaît, peuvent avoir une grande influence sur le recrutement et sur la croissance du poisson.

La croissance du zooplancton dépend de la température et de la disponibilité des aliments, son cycle saisonnier étant donc lié à celui du phytoplancton. Par exemple, certaines espèces, telles que Calanus finmarchicus, hibernent dans les eaux profondes, leur migration vers la surface coïncidant avec la possibilité d’exploiter les poussées printanières de phytoplancton. Les copépodes herbivores du genre Calanus jouent un rôle fondamental dans les écosystèmes de la zone OSPAR. Ils constituent la forme la plus abondante de zooplancton, et représentent parfois plus de 90 % dw de la biomasse totale du zooplancton dans les régions nord et est de la zone.

L’abondance du zooplancton varie dans de fortes proportions d’une année à l’autre. Par exemple, l’abondance de C. finmarchicus et de C. helgolandicus en mer d’Irlande peut varier de un à deux d’une année à l’autre. La biomasse et la composition du zooplancton dans le centre et le nord de la mer de Barents peuvent elles aussi augmenter ou diminuer, d'un multiple ordre de grandeur, entre les années, phénomène qui semble être en partie dû à la prédation par le poisson. Ailleurs, comme dans le cas du phytoplancton, et pour de nombreuses espèces, l’évolution à long terme semble être liée à la variabilité de la circulation océano-atmosphérique.

Les organismes vivant sur ou dans le fond marin sont collectivement désignés par le terme de benthos. Une distinction est faite entre les végétaux (phytobenthos) et les animaux (zoobenthos). Le phytobenthos peut être composé de microalgues ou de macroalgues, ces dernières étant colonisées par des végétaux épiphytiques et par certaines espèces animales. Le zoobenthos est constitué soit par une faune vivant à l'intérieur des sédiments, soit par une épifaune implantée sur le fond marin.

La diversité et la biomasse du benthos dépendent de plusieurs facteurs, dont le substrat (par exemple, sédiments, roche), la profondeur de l’eau, la salinité et l’hydrodynamique. En fonction des caractéristiques des habitats sous influence de ces facteurs, c’est telle ou telle communauté qui est présente.

Du fait de sa dépendance à la lumière, le micro-phytobenthos et le macro-phytobenthos se cantonnent aux zones de hauts fonds. Tandis que le micro-phytobenthos peut se développer sur n’importe quel substrat, et contribuer ainsi par exemple à la stabilisation des sédiments meubles, les macro-algues rouges et brunes perennes (par exemple, Lithothamnion et Fucus) ont besoin d’un substrat dur (par exemple, roches, pierres) tandis que les algues vertes (par exemple, Ulva) peuvent se développer sur les bancs de moules voire même sur des sédiments (consolidés). Les végétaux supérieurs, tels que les zostères, peuvent se développer sur des sédiments sableux.

Le nombre total d’espèces de macroalgues diminue du sud au nord, dans l’Arctique et dans les zones septentrionales tempérées. Les macrophytes qui prédominent dans ces régions sont de grandes algues brunes (laminaires ou ‘varech’). D’une manière générale, la profondeur à laquelle poussent les macroalgues est moindre sous les latitudes septentrionales que dans les régions tempérées.

Dans la partie sud de la zone OSPAR, l’environnement côtier est très hétérogène en terme d'habitats. Les algues y sont de ce fait très diversifiées. Par exemple, on trouve environ 700 espèces de macroalgues dans la région de la Manche. Les sédiments des zones intertidales sont colonisés par des centaines d’espèces d’algues benthiques microscopiques. Pour la plupart, il s’agit de diatomées, dont les populations sont également accompagnées d’algues bleues et par des flagellés interstitiels. Hormis les populations de microalgues, les zones de hauts fonds sont dans une certaine mesure recouvertes par des tapis de végétaux supérieurs, tels que des zostères et des Ruppia.

Hormis le fait qu’elles fournissent un habitat pour des espèces épiphytiques, les macroalgues et les zostères constituent une nourriture pour de nombreux organismes brouteurs ou qui se nourrissent de la matière sédimentée. De même que dans le cas de poussées algales excessives, le développement massif des macroalgues, par suite d’un excédent de nutriments, peut conduire à la raréfaction de l’oxygène dans les eaux du fond, à la suite de la décomposition microbienne de la biomasse excédentaire.

Sur le plan de la bathymétrie, la zone OSPAR va des hauts fonds du plateau continental aux plaines abyssales (environ 5000 m de profondeur). Le benthos des grands fonds tend à être beaucoup plus petit que celui des eaux peu profondes, et on considère en général que la diversité des espèces s’accroît avec la profondeur dans les régions du plateau continental, avec un maximum juste au pied du talus continental, pour diminuer ensuite au fur et à mesure qu’on approche de la plaine abyssale (Levinton, 1995).

La crête sous-marine Groenland–Ecosse constitue une importante limite biogéographique pour le benthos qui vit dans la zone OSPAR. Cette crête forme une barrière entre les espèces vivant en eau chaude et celles vivant en eau froide.

De vastes bancs de coraux, formés de Lophelia, sont présents dans l’océan Atlantique, près du talus du plateau continental, au large de l’Irlande, de l’Ecosse, des îles Féroé, de la Norvège, ainsi que de la côte sud de l’Islande. Une haute diversité biologique est associée à ces massifs de coraux.

Dans les zones du plateau continental peu profondes, telles que la mer du Nord, les phénomènes benthiques sont souvent étroitement associés aux phénomènes pélagiques, ces deux types de phénomènes agissant de pair pour rendre cette région hautement productive. Des communautés benthiques très productives peuvent se trouver dans les zones intertidales, par exemple, dans la mer des Wadden, le long de la limite sud-est de la mer du Nord, et dans plusieurs estuaires débouchant sur la côte ouest de l’Europe.

Sur le littoral au nord et au nord-ouest de l’Espagne, ainsi que sur le littoral portugais, les substrats rocheux des hauts fonds sont dominés par une macrofaune sessile et se déplaçant lentement. Les fonds meubles intertidaux et subtidaux sur le littoral au nord et au nord-ouest de l’Espagne possèdent une faune intérieure riche, essentiellement en raison de la granulométrie du fond marin, et de sa teneur en matière organique. Le long de la côte portugaise, la densité de la faune dans les sables intertidaux est faible, tandis que la faune du substrat meuble subtidal est plus abondante, en raison de la présence de matière organique également plus abondante dans les sédiments.

En général, la production primaire est forte dans les zones de fronts, où différents courants océaniques se rencontrent, et donne ainsi des communautés benthiques hautement productives. Ces zones frontales existent dans l’ensemble de la zone OSPAR : dans le détroit du Danemark, entre l’Islande et les îles Féroé, dans la zone ouest de la mer de Barents, dans la mer de Norvège, en mer du Nord et dans la zone Kattegat/ Skagerrak, et à l'avant du plateau irlandais, à l'ouest de l'Irlande.

Plus d’un millier d’espèces de poissons ont été inventoriés dans la zone OSPAR, dont environ 5 % peuvent faire l’objet d’une exploitation commerciale, et dont environ 2 % représentent 95 % de la biomasse icthyologique totale. Les principaux stocks de poissons exploités commercialement dans chacune des Régions de la zone OSPAR sont indiqués au Tableau 5.1. Les larves de nombreuses espèces piscicoles importantes du point de vue commercial se dispersent en haute mer, à partir des zones de frai situées sur le plateau continental et dans les zones estuariennes. Certaines espèces de poisson migrent tous les ans sur de grandes distances entre les zones où elles s’alimentent, les zones de frai et les zones d’hivernage. La variabilité du recrutement du stock est liée, tant à la taille du stock parental qu’à une série de facteurs, dont la variabilité de l’environnement et la prédation, qui influent sur la survie des oeufs et des larves.

Environ 160 espèces de poisson ont été inventoriées dans la mer de Barents, le nombre total d’espèces présentes dans la Région I ne devant guère dépasser 200. Une grande partie de la biomasse totale des poissons regroupe un petit nombre d'espèces qui sont exploitées commercialement. Le nombre d’espèces de poisson est relativement faible dans les hauts fonds du sud de la mer du Nord et dans l’est de la Manche, pour augmenter vers les mers celtiques et vers le golfe de Gascogne. Au total, on a dénombré environ 250 espèces dans la Région II, le nombre d’espèces courantes étant plus important que dans la Région I. Dans le golfe de Gascogne et dans la Région III, le nombre d’espèces atteint 700, car c’est là que beaucoup d’espèces nordiques atteignent leur limite sud de répartition, et que nombre d’espèces méridionales atteignent leur limite nord de répartition, le 47° N constituant à peu près la limite entre espèces de zone tempérée et espèces d'eaux froides. Le long de la côte ibérique, dans la Région IV, le nombre d’espèces reste élevé, car on y trouve plus d’espèces démersales venant du sud ou de la Méditerranée. La biodiversité de la Région V est moins bien quantifiée, en particulier dans les eaux profondes ; toutefois, il est probable que le nombre d’espèces y est moins élevé que sur le plateau continental.

Beaucoup d'espèces d'eau profonde ont une distribution géographique étendue en raison de la faiblesse des variations de l’environnement de leur habitat. Dans l’Atlantique au large, les prédateurs supérieurs tels que les requins jouent vraisemblablement un rôle important dans le maintien de la structure et de la diversité des communautés de poisson. Les grands prédateurs pélagiques (thon et marlin) sont de grands migrateurs, et dépassent largement les limites de la région OSPAR.

La biologie des céphalopodes est mal connue, en dépit du fait qu’ils soient très abondants, surtout dans Atlantique au large. Quoique seul un petit nombre d’espèces soient exploitées commercialement, les céphalopodes présentent une importance écologique considérable, car ils sont à la fois les prédateurs et l’aliment de certaines baleines, poissons et oiseaux de mer.

Dans presque toutes les régions de la zone OSPAR, se reproduisent et migrent des oiseaux inféodés à la mer. Proportionnellement, c’est sur les côtes de l’Arctique et de la mer du Nord que le nombre d'oiseaux nicheurs est le plus grand. Le nombre total d’individus dans ces régions nordiques est de plusieurs ordres de grandeur supérieur à celui des régions méridionales de la zone OSPAR (Figure 5.2). Le nombre total d’espèces, ainsi que les deux espèces les plus communes dans chacune des régions, sont indiqués dans le Tableau 5.2. Le grand stercoraire (Catharacta skua) est le seul oiseau qui soit répandu dans toute la zone OSPAR, quoique certaines autres espèces le soient presque autant (par exemple le puffin des Anglais (Puffinus puffinus)) ou que certaines de leurs sous-espèces soient endémiques (par exemple, le cormoran huppé (Phalacrocorax aristotelis)). L'étude de la distribution des oiseaux en mer n’a pas été réalisée dans toutes les régions de la zone OSPAR; toutefois, les études qui ont été réalisées prouvent que dans les mers continentales, les densités sont nettement plus fortes que dans les eaux océaniques. Les grandes zones intertidales plates, que l’on trouve dans les estuaires et dans la mer des Wadden, sont particulièrement importantes pour les échassiers. Entre 6 et 12 millions d’oiseaux, appartenant à plus de 50 espèces, peuvent être présents dans la mer des Wadden à un moment ou à un autre de l’année.

	Tableau 5.1 Quantités débarquées et biomasse du stock en période de frai des espèces de poissons importantes sur le plan commercial dans la zone OSPAR, et état du stock par rapport aux "limites biologiques sûres". Source: CIEM (1999).
	Tableau 5.2 Nombre d'espèces d'oiseaux de mer se reproduisant sur le littoral des Régions OSPAR, et taille approximative de la population des deux espèces les plus courantes dans chacune des régions. A noter que même dans le cas des espèces les plus répandues, la taille des populations est mal connue.
	Figure 5.2 Emplacements des grandes colonies d'oiseaux de mer se reproduisant dans la zone OSPAR. Source des données: Grimmett et Jones (1989).

Les baleines se répartissent en deux groupes, à savoir les baleines à fanons (qui se nourrissent essentiellement de petits poissons et de plancton) et les baleines dentées ou odontocètes (dont les proies sont le poisson, les poulpes et les mammifères marins). Plus de trente espèces de cétacés sont présentes dans l’ensemble de la zone OSPAR, allant de la taille du marsouin (Phocoena phocoena ; < 2 m) à la baleine bleue (Balaenoptera musculus ; environ 33 m) (Tableau 5.3). A la suite du moratoire sur la chasse commerciale à la baleine de la plupart des espèces, les effectifs de presque toutes les espèces de grandes baleines présentent des signes de reconstitution. On a noté une augmentation des échouages de cétacés sur le littoral de la mer du Nord et de la mer celtique au cours des quelques dernières décennies, mais les raisons de cet état de choses sont inconnues.

Certaines espèces de phoques vivent dans les eaux côtières ; d’autres sont adaptées à la banquise, et ne vont jamais à terre. Tous les phoques sont carnivores, et se nourrissent de poisson, de krill, d’amphipodes pélagiques ou d’animaux benthiques. La grande majorité des populations de phoques se trouvent dans la Région I (Tableau 5.3). Des individus de toutes les espèces s'éloignent significativement de leurs territoires habituels dans la zone OSPAR. Environ 40 % de la population mondiale de phoques gris se reproduisent dans les eaux qui entourent l’Europe. Le nombre de bébés p

Hormis les effets de la chasse commerciale au phoque, la seule perturbation importante de la population de phoques a été due à la brutale épidémie virale du phoque de 1988. C’est du côté est de la mer du Nord que cette maladie mortelle, qui a atteint des proportions épidémiques, a eu l’incidence la plus importante, puisque la population de phoques communs de la mer des Wadden est passée de 10 000 à 4 000 de 1988 à 1989. Depuis lors, la population s’est rétablie, et en 1998, représentait plus de 14 000 individus.

La distribution géographique des ours polaires est circumpolaire, et se limite aux zones recouvertes par les glaces de l’Arctique (Tableau 5.3). La distribution des ours entre l’est du Groenland et la Terre de François-Joseph est en grande partie déterminée par l’étendue de la banquise.

Le territoire de la plupart des tortues de mer se situe dans les eaux tropicales ou subtropicales, quoique certaines espèces migrent sur de grandes distances grâce au courant chaud du Gulf Stream. C’est pour cette raison que l'on trouve tous les ans quelques espèces dans le golfe de Gascogne, sur la côte ibérique et dans l’Atlantique au large. La seule espèce dont la présence soit fréquemment relevée dans la zone OSPAR est la caouanne (Caretta caretta).

Du fait de l’ampleur même de la variabilité naturelle, et du peu de connaissances que l’on a des relations de cause à effet, les influences de l’homme sur la biologie de la zone OSPAR sont difficiles à déterminer dans la majorité des cas. Un rapport direct avec les activités humaines est clair dans le cas de certains contaminants, comme par exemple le TBT, l’exploitation des mammifères marins, ou l’effet que la pêche a sur les invertébrés benthiques et les oiseaux de mer. On reconnaît la nécessité de développer les connaissances que l’on a des effets anthropogènes sur le milieu vivant, un effort étant fait dans ce sens dans le cadre d’OSPAR et d’autres organismes.

Des espèces non indigènes peuvent être introduites tant du fait de phénomènes naturels (par exemple, les courants océaniques) que des interventions humaines (par exemple, l’eau de ballast des navires, les salissures des coques et le transport commercial du poisson et des crustacés et mollusques). A ce jour, plus d’une centaine d’espèces non indigènes, représentant un large spectre de groupes taxinomiques et écologiques (plancton, macroalgues et benthos) ont été relevées dans la zone OSPAR, surtout dans la mer du Nord, la mer celtique, le golfe de Gascogne et le long de la côte ibérique. Un petit nombre d’espèces non indigènes a été délibérément introduit dans la zone, surtout pour l’élevage. Les effets écologiques les plus significatifs de ces introductions sont la compétition (pour les aliments, l’espace ou la lumière) ou les interactions prédateur/proie avec des espèces indigènes, ainsi que les effets pathogènes ou autres effets nocifs. On trouvera au Tableau 5.4 la liste de certaines des espèces non indigènes ayant un impact sur la zone OSPAR.

Dans la grande majorité des cas, le phytoplancton est inoffensif, et constitue la base des chaînes alimentaires marines. Quelquefois cependant, il peut se présenter en grandes concentrations et colorer l’eau en rouge ou en brun. A ces concentrations, les algues peuvent être nocives pour d’autres formes de vie marine, en réduisant les teneurs en oxygène ou en colmatant les ouïes des poissons. Certaines espèces d’algues sont toxiques pour la vie marine et pour l’homme, de même que certaines espèces peuvent, par suite de leur décomposition, former de grandes masses de mousse sur les plages, indésirables sur le plan esthétique, et qui peuvent avoir un impact sur le tourisme (voir Tableau 5.5). Les pisciculteurs risquent de subir de graves pertes économiques lorsque des algues toxiques pénètrent dans les cages des poissons. Jusqu’au début des années 1990, la fréquence des efflorescences d’algues toxiques a augmenté tant dans l’espace que dans le temps (Hallegraeff, 1995). Plusieurs mécanismes liés aux activités humaines sont susceptibles d’être à l'origine de cette tendance :

Des algues toxiques peuvent s’accumuler dans les tissus comestibles des mollusques bivalves (par exemple, les moules), à des teneurs qui peuvent être dangereuses pour la consommation humaine. De nombreux pays de la zone OSPAR ont mis en place des programmes de contrôle des biotoxines, permettant d’être avertis rapidement de la composition et du nombre d’espèces de plancton toxique et des teneurs en toxines dans les tissus des bivalves. Si les normes autorisées de toxines chez les crustacés et les mollusques sont dépassées, des avertissements peuvent être lancés et des mesures de fermeture peuvent être prises. Les principales toxines faisant l’objet d’une surveillance dans la zone OSPAR sont celles qui provoquent l’intoxication paralysante des crustacés et mollusques (PSP), l’intoxication diarrhéique des crustacés et mollusques (DSP) et l’amnésie des crustacés et mollusques (ASP). Tous les dix ans le CIEM fourni des cartes qui illustrent les zones où des toxines des crustacés et mollusques sont apparues dans la région (CIEM, 1999c et 2000).

	Tableau 5.4 Certaines des espèces non indigènes de la zone OSPAR, dont le mode par lequel elles ont été introduites et leur impact potentiel dans chacune des Régions.
	Tableau 5.5 Espèces d'algues dont les floraisons sont nocives, se manifestant dans la zone OSPAR.

La pollution microbiologique peut toucher la totalité du milieu vivant marin, y compris les invertébrés, les poissons et les phoques. Dans la zone OSPAR, les principales préoccupations concernent la qualité des mollusques et celle des eaux de baignade. Des eaux usées (traitées et non traitées) sont rejetées à la mer dans toutes les régions côtières de la zone OSPAR. Les bactéries et les virus présents dans les eaux usées et dans les autres apports tels que les eaux de ruissellement des terres agricoles, où ils sont principalement fixés sur des particules fines, peuvent influer sur la qualité des eaux de baignade et s’accumuler chez les mollusques filtreurs, comme les moules. La Directive communautaire européenne relative à la qualité requise des eaux conchylicoles (79/923/CEE), et celle relative à l’état sanitaire des crustacés et mollusques (91/492/CEE) fixent les plafonds admissibles de teneurs en bactéries dans l’eau et dans les crustacés et mollusques (cette dernière s’applique aussi à l’Islande, les deux directives s’appliquent à la Norvège). Tout pays auquel la directive correspondante s’applique est tenu de mettre en place des programmes de surveillance appropriés, et de classer les eaux des élevages des crustacés et mollusques. Les normes actuelles de qualité microbiologique des eaux de baignade (Directive communautaire européenne concernant la qualité des eaux de baignade, 76/160/CEE) et conchylicoles, quoique importantes pour la protection de la santé de la population, risquent cependant de ne pas protéger tous les individus contre tout l’éventail des pathogènes humains auxquels ils pourraient être exposés, soit du fait de la baignade, soit encore du fait de la consommation des fruits de mer.

Depuis que la surveillance a commencé, la qualité des eaux de baignade s’est nettement améliorée, en raison de la construction de stations d’épuration des eaux usées ; par exemple, au Royaume-Uni, le pourcentage des zones de baignade satisfaisant aux normes est passé de 66 % en 1988 à 90 % en 1996. Dans la grande majorité des cas dans la zone OSPAR, les eaux de baignade sont désormais conformes à la norme fixée par la Directive communautaire européenne. Dans les cas où les normes ne sont pas respectées, l’autorité compétente du pays en cause prend des mesures afin d’améliorer la qualité des eaux de baignade sur le plan bactériologique.

Toutes les zones de récolte des mollusques doivent, ainsi que l’exige la Directive communautaire européenne 91/492/CEE, être classées en fonction de leur degré de contamination par la bactérie Escherichia coli, mesurée sur des échantillons de coquillage prélevés dans chacune des zones. La classification des zones va des zones saines, dont les mollusques peuvent être vendus et directement consommés, à celles où les mollusques doivent être traités avant consommation, puis celles dont la consommation des mollusques par l’homme est interdite. Dans certaines Régions OSPAR, du fait de la contamination des crustacés et mollusques par E. coli, des restrictions ont été imposées à la commercialisation des crustacés et mollusques, d’où un alourdissement des coûts en raison du traitement, ce qui a suscité des inquiétudes dans la profession conchylicole. Ces inquiétudes ont attiré l’attention sur la qualité de l’eau des zones de récolte, et ont abouti, dans certains cas à une rapide amélioration de la qualité de l’eau, grâce à l'amélioration des dispositifs de traitement des eaux résiduaires.

La pêche commerciale a des effets directs et indirects sur l’écosystème marin. Ces effets peuvent être résumés comme suit :

La biomasse des stocks des espèces de poisson exploitées dans les principales zones de pêche a fluctué considérablement au cours des cinquante dernières années. Les tendances sur les 10 dernières années de la biomasse de nombreux stocks de reproducteurs dans la zone OSPAR sont illustrées en Figure 5.3. Deux principaux facteurs sont à l’origine de ces fluctuations, à savoir la pression exercée par la pêche commerciale et le recrutement de juvéniles dans les stocks de reproducteurs. Dans certains cas, une pêche intensive combinée à un recrutement médiocre, a conduit à un épuisement des stocks à tel point qu’ils ne pouvaient plus assurer la rentabilité de la pêche commerciale. A titre d’exemples, citons un certain nombre de stocks de hareng tels que les stocks à reproduction de printemps de la Norvège et de la mer du Nord, qui se sont effondrés dans les années 1960 et 1970. En conséquence, la pêche a été interdite pour que le stock puisse se reconstituer. En 1999, le CIEM a signalé que 40 des 60 principaux stocks pour lesquels OSPAR avait demandé des informations avaient dépassé leurs ‘limites biologiques sûres’ (voir définition dans la note du Tableau 5.1). Les résultats de cette évaluation sont résumés au Tableau 5.1.

Dans les régions où les stocks commerciaux ont été surexploités, la pêche s'est souvent reportée sur des stocks dans d'autres zones, y compris sur des populations d'eau profonde. La croissance lente et la faible fécondité de nombreux poissons d'eaux profondes les rendent particulièrement vulnérables à la surexploitation. Certains indices qui commencent à se faire jour donnent à penser que le chalutage en eaux profondes provoque des dégâts sur certains des écosystèmes des grands fonds. Il se peut que ces impacts soient d’ores et déjà de grande ampleur, la récupération pouvant être relativement lente.

Dans les captures des espèces non ciblées peuvent se trouver des juvéniles des espèces ciblées ainsi que des juvéniles et des adultes des espèces non ciblées, de même que de gros organismes du benthos, des mammifères et des oiseaux de mer. Le poisson juvénile n’est parfois pas en mesure de s’échapper des chaluts. Ceci se produit surtout dans le cas des filets à petites mailles utilisés pour les pêcheries de crevettes, et de Nephrops, et dans les pêcheries mixtes de poissons ronds et plats. La forte proportion de merlans juvéniles capturés en mer d’Irlande a conduit, en 1992, à imposer la maille carrée aux chaluts britanniques. L’Irlande a adopté la même mesure en 1994. D’autres mesures techniques ont été adoptées afin de réduire le volume des rejets à la mer, entre autres des dispositifs ou des grilles de tri dans les pêcheries de crevettes et de Pandalus dans les eaux profondes. Pendant les années 1990, la moitié environ de l’effectif total des captures de merlan et d’églefin pris par les chalutiers au large de la côte ouest de l’Ecosse a été rejetée à la mer. Dans les pêcheries de Nephrops de la mer d’Irlande, on rejette à la mer près d’une demi-tonne de merlans par tonne de Nephrops débarquée. Dans certaines pêcheries de poisson plat de la mer du Nord, plus de la moitié du poids du poisson capturé doit parfois être rejeté à la mer. Le poisson ainsi rejeté augmente la mortalité dans les stocks car il ne survit en général pas, et ne peut donc devenir adulte. Par ailleurs, les rejets à la mer modifient la compétition qui s’exerce au sein des communautés, en favorisant les espèces nécrophages.

Les marsouins, les dauphins et les phoques sont les mammifères les plus couramment pris dans les apparaux de pêche. Les marsouins sont particulièrement vulnérables aux filets maillants. Certains dauphins sont vulnérables aux filets dérivants. Le plan d’action danois destiné à réduire les captures accessoires de marsouins prévoit des mesures telles que des alarmes acoustiques, la modification du matériel de pêche et la réglementation de certains types de pêcheries. Pour pouvoir juger de l’importance d’une capture accessoires quelle qu’elle soit, il est important de connaître tant le taux annuel, que la taille des individus de la population dans laquelle les captures accessoires ont été réalisées. Les résultats des études biologiques prouvent que des taux de captures accessoires supérieurs à 1 % en effectif ne sont peut-être pas tolérables, et que les taux supérieurs à 2 % constituent un risque inacceptable de non durabilité (ASCOBANS 1997). Le nombre d’études réalisées dans la zone OSPAR est insuffisant pour que l’on puisse se procurer les données nécessaires. Dans le cas de la région centrale de la mer du Nord, les estimations (obtenues par extrapolation des résultats dans les pêcheries danoises à filets fixes, donnent à penser que, en année moyenne de 1994 à 1998, 7000 marsouins environ ont été capturés (Vinther, 1999). Selon ces estimations, ces captures accessoires sont supérieures à 2 % de la population de marsouins correspondante, pourcentage considéré comme non durable. Au milieu des années 1990, il se peut que la proportion de la population de marsouins capturés accidentellement sur le plateau continental celtique ait dépassé 6 % (Tregenza et al., 1997), l’effort de pêche ayant cependant diminué dans une certaine mesure depuis que les études ont été faites. Dans le golfe de Gascogne et le long de la côte ibérique, en 1992 et 1993, les observateurs à bord des chalutiers français pratiquant la pêche au germon au filet dérivant ont enregistré la capture accessoire de 204 dauphins communs (Delphinus delphis) et de 573 dauphins bleus et blancs sur 1 420 coups de filet. A la suite de ce constat et d'autres, en juin 1998, les ministres de la pêche de l’UE ont voté l’interdiction de la pêche du thon au filet dérivant. Cette interdiction entrera en vigueur après le 31 décembre 2001.

L'accroissement des populations d'oiseaux de mer au cours des dernières décennies a été imputé à plusieurs facteurs, par exemple à l’amélioration de la protection dont ils bénéficient, au développement de la population de petits poissons dont ils se nourrissent, ainsi qu’à l’augmentation du volume de poisson rejeté et de viscères jetés à la mer par les bateaux de pêche commerciale. Les effectifs de certaines espèces ont chuté radicalement à certaines époques. Certaines des évolutions sont directement liées à une baisse des populations de poissons proies; c’est le cas par exemple du recul des populations de guillemots communs (Uria aalge) et de macareux (Fratercula arctica) (dans certaines parties de la région de l’Arctique, par suite, respectivement, de la diminution des stocks de capelans (Mallotus villosus), et des stock de hareng. En mer du Nord, on estime que les oiseaux de mer consomment tous les ans environ 50 % de l’ensemble des rejets à la mer (109 000 t) et de viscères (71 000 t).

Les apparaux de pêche de fond peuvent entraîner la mort ou de sévères dommages aux organismes benthiques, et provoquer la perturbation physique des sédiments. Le degré de l’impact dépend de la vitesse de chalutage, de la dimension des apparaux et de leur poids, du type de substrat et des facteurs hydrodynamiques locaux. Il convient de souligner toutefois que le chalutage n’a lieu que de place en place, et que son impact est moins grave dans les zones de tempête et de forte houle. Les effets des divers types d’apparaux, sur le plan de la perturbation des fonds marins et des espèces touchées, sont indiqués au Tableau 5.6 en ce qui concerne la mer du Nord et les mers celtiques. Les chaluts à panneaux sont susceptibles de pénétrer dans les sédiments meubles du fond marin sur une profondeur de 6 à 20 cm. Les chaînes des chaluts à perche grattent les sédiments sur une profondeur de 4 à 8 cm. Les habitats benthiques en eaux profondes tendent à être très vulnérables au chalutage, en raison de la lenteur même de leur régénération. Une étude réalisée en 1994 indiquait que la perturbation provoquée par les chaluts à panneaux concernait jusqu’à 25 % de la superficie des fonds de la mer d’Irlande. A elle seule, la flotte irlandaise de chalutiers à panneaux exploite les territoires des Nephrops en mer d’Irlande jusqu’à cinq fois par an. Les statistiques relatives à la flotte néerlandaise de chalutiers à perche, qui assure environ 80 % de l’ensemble de l'effort de pêche au chalut à perche en mer du Nord, indiquent que les chalutiers exploitent environ 171 000 km² de la mer du Nord, dans un espace compris entre les îles Shetland et le fjord de Hardanger, jusqu’au Pas-de-Calais (autrement dit sur une superficie totale de l’ordre de 429 000 km² ) (Rijnsdorp et al., 1997). Dans 70 % de cette zone de pêche, les chaluts passent moins d’une fois par an, et, au total, à peu près 10 % seulement de la région de la mer du Nord, telle qu’indiquée ci-dessus sont exploités plus d’une fois par an. Dans la zone néerlandaise de la mer des Wadden, la pêche des coques pendant les années de faible abondance de cette espèce, a entraîné une pénurie alimentaire pour les échassiers, comme l’huîtrier (Haematopus ostralegus). Cependant, depuis 1993, une réglementation rigoureuse empêche cette situation de se reproduire.

La perturbation du fond marin par les apparaux de pêche peut également modifier la structure de taille des populations et la composition des communautés benthiques. Par exemple, dans certaines régions de la mer du Nord, où la perturbation due à la pêche dure depuis longtemps, on constate une évolution de la diversité et de la composition du benthos, qui est passé des grandes espèces benthiques longévives, à des espèces plus petites, et plus opportunistes. Dans le secteur néerlandais de la mer des Wadden, les effets des coques sur la composition du macrozoobenthos et des sédiments font l’objet de débat. Des recherches ont été lancées afin de déterminer exactement la nature de ces effets. De récentes investigations menées le long du littoral norvégien prouvent que la pêche au chalut a provoqué des dégâts de grande ampleur dans les récifs coralliens. Une législation destinée à les protéger a été mise en oeuvre.

	Figure 5.3 Tendances décennales de la biomasse des stocks en période de frai dans chacune des quatre grandes Régions OSPAR, et stocks migratoires dépassant les limites de chacune des Régions.
	Tableau 5.6 Perturbations des fonds marins provoquées par divers types d'apparaux de pêche, indication de certaines des espèces touchées et estimation de la superficie où la pêche au chalut est pratiquée dans la région OSPAR. Source : Région II (5NSC, 1997); Région III (Kaiser et al, 1996).

Dans la zone OSPAR, les cultures marines consistent en l’élevage du saumon dans de grandes cages amarrées dans des eaux abritées, ainsi qu’en une culture intensive et extensive des mollusques bivalves.

Tous les types de cultures marines sont confrontés au problème de l’excédent de nutriment, et de la sédimentation des matières organiques au voisinage des élevages, surtout dans les zones à faible courant. Ceci peut aboutir à une augmentation de la teneur en matière organique dans les sédiments, à une baisse de la diversité de la faune et à une prédominance des polychètes opportunistes.

L’élevage des crustacés et mollusques conduit à une artificalisation de l’environnement moindre que l’élevage des poissons. Dans la mer des Wadden, la mytiliculture implique le prélèvement des jeunes individus dans les bancs naturels de moules, pratique qui, pendant les deux dernières décennies, a contribué à un déclin dans la zone des bancs de moules sauvages. Dans les cas où il s’agit d'élever des bivalves importés, le risque tient à l’introduction de parasites et de maladies dans la zone, lesquels peuvent affecter les espèces indigènes. Conscient de ce risque, le CIEM a publié un Code de Bonnes Pratiques pour l’Introduction et le Transfert des Organismes Marins (CIEM, 1994), pour minimiser les problèmes liés à l’introduction des crustacés et mollusques et autres organismes. Pour éviter que des espèces non-indigènes ne soient introduites dans les eaux côtières néerlandaises, une nouvelle politique d’importation des crustacés et mollusques a été élaborée en 1996. Jusqu’en 2003, des réglementations contraignantes particulières seront imposées à l’introduction des espèces indigènes dans la mer des Wadden et dans la région de l’Escaut oriental.

Les effets de l’élevage du saumon ne se manifestent en général que dans les eaux intérieures. Ce que l’on ne sait pas encore, en revanche, en raison du manque de données, est l’effet qu’a le saumon d’élevage échappé sur la structure génétique des populations de saumon sauvage dans la zone OSPAR.

Les poux de mer sont des copépodes ectoparasites du poisson, communs tant au poisson sauvage qu’au poisson d’élevage. L’infestation qui se manifeste dans la plupart des élevages de saumon en eau de mer est due, à l’origine, au saumon sauvage local. Chez le saumon d’élevage, si l’infection est importante, elle peut provoquer des lésions des tissus ainsi qu’un lourd préjudice économique. Dans la mesure où le poisson en cage est gravement infecté, l’infection peut se propager aux populations sauvages des alentours. Il est également possible que d’autres parasites et maladies soient transférés du poisson d’élevage aux poissons sauvages, et vice versa. L’amélioration des méthodes et de la gestion des élevages, combinée aux traitements médicamenteux et à la vaccination, est en usage pour combattre les infections et éviter les maladies dans les stocks d’élevage. Au Royaume-Uni, un Groupe de travail conjoint gouvernement/industrie, a récemment défini toute une série de bonnes pratiques et de mesures de gestion, afin de combattre l’Anémie Infectieuse du Saumon (ISA).

Des produits chimiques sont utilisés à diverses fins dans les cultures marines, par exemple pour prévenir les maladies (antibiotiques), pour détruire les parasites (pesticides) et pour empêcher l'incrustation biologique des cages et des filets (agents antisalissures). L'usage de ces produits suscitent une inquiétude générale bien que l’impact soit vraisemblablement limité au voisinage immédiat de la zone de l’élevage de poisson.

Telle qu’elle est définie par OSPAR, l’eutrophisation fait référence aux effets indésirables d’un enrichissement en nutriments d’origine anthropique, dont on trouvera la description dans la Procédure commune de détermination de l’état d’eutrophisation de la zone maritime. Son impact inclut : l’augmentation de la production et de la biomasse du phytoplancton et des macroalgues ; des modifications de la structure des peuplements (dont l’apparition d’algues toxiques et d’algues benthiques à vie courte dans les hauts fonds, ainsi que des changements dans les communautés animales) et enfin une augmentation de la consommation d’oxygène dans l’eau et dans les sédiments, avec parfois des effets préjudiciables sur la faune benthique. L’eutrophisation est inexistante en mer ouverte continentale et dans les zones de grands fonds de la région OSPAR. En revanche, dans la zone côtière, dans les baies et dans les zones estuariennes de certaines régions de la zone maritime, en particulier dans le sud-est de la Région II, l’eutrophisation est manifeste. La perturbation provoquée par l’augmentation des teneurs en nutriments dans les eaux côtières peut aussi avoir un effet sur les écosystèmes marins en dehors de la zone immédiate. La première phase de la Procédure commune est constituée par une procédure de tri visant à déterminer les zones à l'évidence, sans problème. Les résultats de la procédure de tri sont illustrés en Figure 5.4. La classification de l'état d’eutrophisation des autres zones, autrement dit en zones à problème, zones à problème potentiel, et zones sans problème d’eutrophisation, se fera en appliquant la procédure exhaustive, deuxième phase de la Procédure commune (voir Figure 5.4). Toutefois, plusieurs de ces zones sont d’ores et déjà considérées par les Etats riverains comme des zones à problème d’eutrophisation.

Certains des phénomènes dus à l’eutrophisation, qui se sont produits par le passé en mer du Nord, ont été évoqués dans le QSR de la mer du Nord, de 1993 (NSTF, 1993). Il s’agit notamment d’une augmentation de la production du phytoplancton dans les zones côtières de l’est de la mer du Nord, avec un lien entre les apports de nutriments et l'allongement de la durée des efflorescences dans la mer des Wadden, ainsi que des modifications de la structure du phytoplancton et du zooplancton dans la German Bight. Dans les mers celtiques, des indices d'eutrophisation sont apparus dans l’estuaire de la Mersey et dans la zone de la baie de Liverpool, ainsi que dans le Belfast Lough, des mesures de restriction des apports de nutriments devront probablement être prises. Des préoccupations ont été exprimées à l'apparition de zones de sédiments anoxiques (‘points noirs’), accompagnée d’une mortalité du benthos dans la mer des Wadden en 1996, résultant d’une coïncidence exceptionnelle entre les conditions météorologiques et les développements biologiques (de Jong et al., 1999).

Des augmentations temporaires des teneurs en nutriments, par exemple dans le Ria de Huelva (Espagne) sont peut-être associées à l'eutrophisation. Un autre exemple concerne la Baie de Vilaine, où une raréfaction de l’oxygène se produit tous les étés dans les eaux du fond à la suite des efflorescences de phytoplancton. Selon l’ampleur des pluies au printemps et des apports de nitrates par de petits cours d’eau clés critiques, quelques zones de la côte nord de la Bretagne dont l’hydrodynamique est confinée, sont parfois affectées par des ‘marées vertes’, telles des milliers de tonnes de la macroalgue Ulva lactuca se déposent sur les plages. Dans certaines conditions, de la mousse d’algue peut se former après les efflorescences de printemps le long des côtes belges et néerlandaises.

Figure 5.4 Parties de la zone maritime OSPAR dans lesquelles la procédure exhaustive sera appliquée afin de déterminer leur état d'eutrophisation.

Les passages à pied et le trafic automobile ont accentué la pression qui s’exerce sur certains systèmes de dunes côtières, perturbant la végétation naturelle et les habitats des oiseaux de mer. Des habitats côtiers sont détruits ou perturbés du fait de la construction de maisons de vacances, des parcs de caravanes et des terrains de golf. Sur certaines plages proches des centres urbains, les quantités de déchets, en particulier de récipients en matière plastique et de canettes, continuent d'être une préoccupation. La popularité croissante du yachting accroît la demande en nouveaux ports de plaisance, ainsi que le potentiel d’introduction d’espèces non indigènes, et de pollutions dues aux peintures antisalissures.

En mer du Nord, les zones de reproduction des oiseaux sur les plages de sable ont presque entièrement disparu en raison des activités récréationnelles. La sterne naine (Sterna albifrons) et le gravelot à collier interrompu (Charadrius alexandrinus) sont les plus fortement touchés, le succès de leur reproduction baissant en effet en raison des activités humaines. A l’inverse, l’arrêt de la chasse dans certaines parties de la mer des Wadden a eu un effet positif sur le nombre de bernaches cravant (Branta bernicla), de bernaches nonnettes (B. leucopsis) et de courlis (Numenius arquata). Dans la baie de Bannow, située dans le sud-est de l’Irlande et classée en zone de protection spéciale des oiseaux, le motocross a affaibli les systèmes dunaires, tandis que la chasse a perturbé les oiseaux percheurs. Dans d’autres zones de l’Irlande, une activité humaine excessive a exclu les oiseaux de mer de certaines parties de leur habitat naturel, ce qui les prive de la possibilité de se nourrir. Cette situation a abouti à la mise en place de régimes de protection, surtout le long de la côte est. Enfin, les nuisances provoquées par les bateaux à moteur rapide perturbent les petits cétacés (p.ex. les jet-skis).

L’extraction du sable et du gravier est pratiquée dans les eaux littorales de la mer du Nord, en particulier dans la partie sud, dans la mer celtique et sur la côte française de l’Atlantique. Le matériau extrait n’est pas retenu en totalité à bord de la drague. La déperdition du matériau accentue temporairement la turbidité de la colonne d’eau, et les organismes benthiques qui vivent en dehors de la zone draguée peuvent être affectés tant par la sédimentation de ce résidu, que par toute matière remise en suspension du fait de cette opération. A court terme, le principal impact sur l’écosystème tient à la perturbation et à l’enlèvement des organismes benthiques dans la zone d’extraction. Des dégâts peuvent être causés aux zones de frai du poisson qui dépose ses oeufs directement sur le gravier comme le hareng. A plus long terme, la vitesse de récupération d’une zone dépend des modifications apportées au substrat et de la capacité qu’a le benthos de recoloniser la zone. Par exemple, dans la mer des Wadden, les études prouvent que dans les aires d’extraction situées dans des zones intertidales plates et abritées, le rétablissement de la composition des sédiments et de la faune benthique avait pris plus de 15 ans, tandis que dans les zones dont l’hydrodynamique était plus active, la récupération avait été beaucoup plus rapide. Les études effectuées au large de la côte est de l’Angleterre, où les extractions avaient fait baisser d’environ 40 % le nombre d’espèces benthiques, et leur abondance d’environ 80 %, montre qu’une recolonisation limitée s’est produite en un an (Kenny et Rees, 1994).

Les travaux de dragage ont pour la plupart pour but de faciliter la navigation dans les approches côtières et l'entrée dans les ports de mer. Dans certains cas, comme par exemple près de Rotterdam, les déblais de dragage des ports, dont la contamination est supérieure à certaines limites, sont mis dans des dépôts spécialement construits à cet effet. Les déblais de dragage légèrement contaminés, ou non contaminés, sont déposés dans des zones d’immersion situées dans les estuaires et dans les eaux côtières. Les effets des opérations de dragage sont de trois ordres. L’augmentation de la matière en suspension dans la colonne d’eau peut influer directement sur la production primaire et sur la croissance des organismes filtreurs, tels que les mollusques bivalves. Le renforcement de la sédimentation dans les zones d’immersion peut aboutir à enterrer le benthos en place. Enfin, les contaminants peuvent être remis en suspension et être remobilisés à partir des sédiments, et être incorporés à la chaîne alimentaire. Cependant, le dragage des zones en aval des estuaires peut aboutir à des effets de plus grande ampleur sur la dynamique des sédiments, sur les communautés benthiques et sur le régime de la matière en suspension.

5.3.10 Impact des défenses côtières et de la récupération des terres sur la mer

Les défenses côtières, la récupération des terres sur la mer et la construction des ports et des havres peuvent affecter les habitats côtiers. Dans de nombreux cas, les habitats et les processus écologiques associés s’en trouvent définitivement modifiés ou même, disparaissent. En ce qui concerne ce dernier point, il est possible de prendre pour exemples les zones de transition naturelle entre les habitats d'eaux douces et les habitats côtiers, le long de la côte néerlandaise. Pour l’instant, et pour une grande partie du littoral de la zone OSPAR, on est insuffisamment renseigné sur la proportion des disparitions récentes d’habitats, selon les types d’habitat et les zones en cause.

5.3.11 Impact des activités offshore et des déversements d’hydrocarbures dus aux navires

Dans le secteur pétrolier, les opérations qui se déroulent dans les eaux européennes sont régies par les conditions rigoureuses imposées par des permis dans le but de minimiser les effets sur les écosystèmes marins. On notera toutefois que depuis 1993, cette activité s’est développée, et que le nombre de plates-formes a augmenté. Les impacts sur les communautés benthiques sont circonscrits en général à quelques kilomètres autour des plates-formes. Ces impacts sont en grande partie dus à l’élimination des déblais de forage au voisinage immédiat des plates-formes. Près des plates-formes en effet, on observe une baisse de la diversité des espèces, les vers polychètes prédominant dans la biomasse. En général, aucune perturbation biologique n’est décelable au-delà de 3 km autour des plates-formes ; mais, dans quelques rares cas, des effets ont été décelés jusqu’à 5 km de distance. Les réformes de la réglementation qui régit l’utilisation des fluides de forage devraient contribuer à réduire l’impact sur les communautés benthiques. Il y a cependant une incertitude sur les effets de l’enlèvement des terrils de déblais de forage sur l’environnement. Par ailleurs, certains des produits de substitution des boues à base d’huile possèdent eux aussi des propriétés qui risquent d’avoir un impact préjudiciable sur les communautés benthiques.

On est incertain sur les effets environnementaux des rejets d’eau de production. Comme les hydrocarbures, l’eau de production contient une gamme d'autres composés organiques, dont des hydrocarbures aromatiques monocycliques (autrement dit, des BTEX), des HAP à deux et trois anneaux, des phénols et des acides organiques. Parmi ces substances se trouvent des produits chimiques utilisés pour la production et peut être des composés organiques non encore identifiés. On a constaté que les teneurs en HAP chez les moules en cage et dans des échantillonneurs passifs avaient augmenté, et ceci jusqu’à une distance de 10 km des points de rejet de l’eau de production.

Qu’ils soient accidentels ou illégaux, les déversements d’hydrocarbures entraînent le mazoutage des oiseaux de mer, des crustacés et mollusques, ainsi que d’autres organismes et du littoral, avec des conséquences écologiques, et souvent des conséquences économiques. Mesuré en termes de nombre d’oiseaux de mer mazoutés, ce type de contamination est resté élevé au fil des années dans certaines parties de la mer du Nord ; dans d’autres régions de la mer du Nord, elle a baissé pendant un certain temps, pour progresser de nouveau ces dernières années. Même si un navire n’a qu’un accident mineur, celui-ci peut être catastrophique dès lors qu’il s’agit de fuel lourd ou de résidus de celui-ci. Lorsque le ‘Pallas’ s’est échoué dans la mer des Wadden en 1998, il a perdu environ 250 m³ de fuel lourd et tué environ 16 000 oiseaux qui hibernaient dans la zone. Les 10 000 ou 15 000 tonnes de fuel lourd qui se sont répandues lorsque l’«Erika» s’est cassé en deux au large de la côte française de l’Atlantique en décembre 1999, ont tué au moins les 80 000 oiseaux qui ont été recueillis sur les plages, quoique, selon les estimations, le nombre d’oiseaux morts de cette manière pourrait être de 200 000 à 300 000. Une légère contamination des poissons a été constatée au voisinage des plates-formes. Bien qu’il ne soit pas exclu que les rejets opérationels d’eau de production puissent avoir des effets à long terme, l’impact global que leurs basses teneurs en hydrocarbures ont sur les stocks halieutiques est considéré comme faible. Dans l’avenir, l’intensification du trafic maritime est susceptible d’accroître le risque de pollution.

La présence de hautes teneurs en métaux et en substances artificielles dans les produits de la mer risque de causer un problème pour les consommateurs, ainsi qu’il a été démontré pour la population indigène du Groenland exposée aux hautes teneurs en mercure et en PCB dans les produits de la mer. Dans ce contexte, la plupart des pays de la zone OSPAR ont mis en place des programmes de surveillance des contaminants dans les produits de la mer pour sécuriser la consommation. Par exemple, du fait des teneurs élevées en divers contaminants des poissons et crustacés et mollusques, la consommation par l’homme des produits de la mer pêchés dans plusieurs fjords norvégiens est déconseillée. Les gros déversements d’eaux résiduaires (dans les fleuves ou dans les zones côtières) font l’objet d’une évaluation de leur impact environnemental et, en tant que de besoin, des réglementations de contrôle sur la base des directives CE sur le traitement des eaux usées urbaines, et sur la prévention et la lutte intégrées contre la pollution.

En ce qui concerne les impacts sur la vie marine, la situation est quelque peu différente. Ce n’est en effet que dans quelques cas que l’impact des contaminants sur les populations ou les communautés a été mesuré directement dans la zone OSPAR, quoique l’on dispose de beaucoup d’information sur les effets sur les individus (dits ‘effets biologiques’). Des BRC et des EAC ont été établis, et constituent les meilleurs critères d’évaluation disponibles pour les teneurs en contaminants et pour leurs effets, la prudence s’imposant cependant en raison des limites d'usage qui leur sont reconnues. En ce qui concerne les EAC il convient de noter qu’ils portent essentiellement sur la toxicité aiguë. La spéciation EAC ne tient pas compte par exemple de la biodisponibilité d’un contaminant dans les conditions de terrain, du degré de bioaccumulation, de sa cancérigénicité, de sa génotoxicité, ni des perturbations de l’équilibre hormonal (perturbations du système endocrinien). De plus, la présence d’autres substances dangereuses dans l’eau de mer peut soit renforcer, soit combiner les effets préjudiciables sur les organismes voire même sur des populations entières. Par conséquent, le fait que les teneurs d’un contaminant dans le milieu marin soient inférieures à son EAC ne garantit pas une situation sûre. D’un autre côté, le fait qu’un EAC soit dépassé n’implique pas nécessairement que des effets biologiques se produisent. Ceci ne peut être déterminé que par des études biologiques faites sur le terrain.

Les études des effets biologiques effectuées à ce jour dans la zone OSPAR ont permis d'identifier un certain nombre de zones où des impacts ont été observés au niveau de la cellule et au niveau de l'individu. Pour l’essentiel, les effets biologiques indiquent que des contaminants ont été absorbés par des organismes. On en trouvera quelques exemples dans les paragraphes ci-après. La perturbation endocrinienne constitue un effet sub-léthal important dont l’incidence peut s’étendre à l’échelle d’une population.

Le tributyl étain est l’un des rares exemples où des effets dans le milieu marin peuvent être imputés à une seule substance. Une exposition au TBT, provenant par exemple des peintures antisalissures, suscite des réponses claires chez certains organismes. Il s’agit notamment de l’épaississement de la coquille de l'huître portugaise et des phénomènes d’imposex/intersex, à savoir l’apparition de caractères masculins chez les gastéropodes femelles. On a trouvé également du TBT chez les oiseaux de mer, les mammifères marins, dans le poisson et le plancton. Des effets sur le système hormonal, sur le système de reproduction, sur le système immunitaire et sur certains systèmes enzymatiques ont été signalés chez le poisson. Il est possible que chez l’homme, la consommation des produits de la mer ait une incidence.

Les études de l’imposex faites dans les eaux britanniques en 1997 indiquent que les effets biologiques restent évidents dans la totalité des zones côtières, à l’exception des plus éloignées, et ce 10 ans après l'entrée en vigueur des restrictions imposées au TBT. Dans certaines zones estuariennes et côtières du nord-ouest de l’Espagne et du nord du Portugal, on a constaté des niveaux significatifs d’imposex chez les pourpres (Nucella lapillus). Bien que dans ce dernier cas, ceci ait conduit à une stérilisation des femelles, la population de pourpres du nord-ouest de l’Espagne n’est pas considérée comme menacée d’extinction. Un phénomène d’imposex a été relevé chez les pourpres et chez les bulots dans des ports islandais, norvégiens et du Svalbard, ainsi que dans la région de la mer du Nord, y compris dans le Kattegat. On a constaté, grâce à une surveillance exercée pendant 10 ans en 20 points de la côte irlandaise que les zones d’élevage du saumon, et les zones où de petites embarcations étaient utilisées, récupéraient après avoir été contaminées par du TBT, ainsi que l’indique la baisse d’un indice de l’imposex (index relatif à la taille du pénis).

Les phénomènes d’imposex se manifestent encore le long des routes de navigation à travers le monde entier, ainsi que dans les zones de haute mer, où on constate une corrélation positive entre l’intensité de la navigation et les teneurs en TBT dans le milieu vivant et dans les sédiments. Cette situation est due à l’application insuffisante de la réglementation sur le TBT pour les navires de plus de 25 m.

On ne connaît pas l’incidence toxicologique des hautes teneurs en PCB sur les organismes marins. Toutefois, il a été signalé qu’avant de mourir, certaines des loutres présentant de hautes teneurs corporelles en PCB avaient un comportement indicatif d’un empoisonnement aux organochlorés. En Suède, la population de loutres, abondante autrefois, souffre depuis longtemps de la pollution par les PCB. Le long des côtes suédoises du Skagerrak, les teneurs en PCB des poissons restent trop fortes, et il n’y a plus de loutres à l’heure actuelle dans les milieux côtiers de Suède (Brunström et al., 1998 ; Roos et al., sous presse). Les PCB peuvent perturber les systèmes de reproduction et les systèmes enzymatiques et endocriniens des mammifères marins ; c’est le cas, par exemple, des phoques communs qui ont été nourris expérimentalement avec du poisson pêché en mer des Wadden. Ces phénomènes sont observés dans certaines populations en dehors de la zone OSPAR, par exemple chez les populations de phoques gris et de phoques annelés de la mer Baltique (Olsson et al., 1992, Roos et al., 1998). A des teneurs élevées, ils peuvent influer sur le système immunitaire de l’ours polaire (Bernhoft et al., sous presse), et il est possible que des phénomènes analogues se manifestent chez d’autres vertébrés marins.

Divers contaminants organiques peuvent accroître l’activité de l’enzyme 7-éthoxyresorufine-O-diéthylase (EROD) dans le foie du poisson. La mesure de cette activité sert d’indicateur du degré d’exposition à toute une série de composés, dont les PCB et les HAP. Une forte activité EROD a été constatée dans le foie du poisson plat. Dans les eaux marines du Royaume-Uni, l’activité la plus forte a été constatée chez la plie capturée dans l’estuaire de la Clyde, dans la zone d’immersion des boues d’égouts de Garroch Head, ainsi qu’à proximité des centres industriels de Hunterston et de la baie d’Irvine.

On dispose de preuves claires que toute une série de substances naturelles et artificielles, dont les PCB, les dioxines, le TBT et divers composés organo-métalliques, les pesticides, des produits pharmaceutiques et des produits chimiques industriels, sont capables de faire obstacle à la reproduction des organismes aquatiques, en interférant avec leurs systèmes endocriniens (hormonaux). Des études effectuées dans des milieux d’eau douce ont démontré que dans le cas de certaines substances, ces phénomènes de perturbation du système endocrinien peuvent se produire même à de très faibles teneurs ambiantes, nettement inférieures aux teneurs mutagènes ou de toxicité aiguë. A ce jour, on ne sait pas encore quelles substances où combinaisons de substances sont à l’origine des phénomènes ainsi observés (par exemple, la féminisation du poisson mâle) ; il est toutefois certain que l’éthynyloestradiol (un agent contraceptif), les PCB et les alkylphénols (dérivés de certains détergents industriels) jouent un rôle dans ce phénomène, de même que des hormones naturelles. De plus, il est important de noter que nombre de substances artificielles et naturelles sont capables d'agir de façon cumulative sur les récepteurs d’hormones, et de provoquer certains de ces phénomènes. Bien qu'à ce jour, l’imposex provoqué par le TBT chez les mollusques gastéropodes soit l’un des rares cas confirmés de perturbation du système endocrinien dans la faune marine, on sait que beaucoup d’autres substances causant des troubles endocriniens sont présentes dans les effluents et dans les eaux fluviales qui se déversent dans la zone OSPAR. De plus, des études réalisées au Royaume-Uni ont démontré que dans un certain nombre de cas, des eaux estuariennes recevant les effluents de stations d’épuration des eaux usées et des eaux industrielles ont des effets oestrogènes (une forme de perturbation du système endocrinien) chez le poisson. Les phénomènes observés chez le flet mâle sont notamment la production de vitellogéline, une protéine précurseur de la vitelline, ainsi que l’induction de l’intersex, quoique, à ce jour, aucun effet au niveau de la population n’ait été mis en évidence. L’intersex implique, entre autres, l’apparition d'ovules dans les testicules, et il est probable que ce phénomène soit lié à une baisse du rendement à la reproduction. Il est important que les effets de ce type soient étudiés plus avant, tant pour mettre en évidence l’intégralité de l’éventail des impacts sur les diverses espèces, que pour savoir si les populations et les communautés sont en danger sur le long terme (comme c’est le cas avec le TBT).

Le danger des métaux sur les organismes vivants de la mer du Nord englobe notamment les effets du cuivre dissous sur les niveaux trophiques inférieurs tels que le phytoplancton, et l’accumulation du cadmium et du mercure chez les prédateurs supérieurs, ainsi que du plomb chez les crustacés et mollusques. Ces phénomènes sont en grande partie dus à la tendance de ces métaux à l'accumulation biologique au travers des interactions trophiques. Toutefois, ces effets sont souvent localisés, et n'atteignent leur fréquence maximum que dans les estuaires et dans la zone côtière. Bien que des effets biologiques potentiels des métaux existent sans aucun doute dans certaines des zones les plus contaminées, en particulier dans les zones sujettes à des apports continus de métaux, les QSR régionaux ne signalent aucun effet particulier qui aurait été mis en évidence récemment et qui serait dû à de hautes teneurs en métaux dans l’eau de mer, dans les sédiments ou dans le milieu vivant.

Certains retardateurs de flamme au brome sont connus pour s’accumuler biologiquement, et sont suspectés d’avoir des effets sur le développement ou sur le comportement des mammifères.

Les phtalates sont connus pour persister dans le milieu marin, et pour s’accumuler biologiquement dans les maillons inférieurs de la chaîne alimentaire, notamment dans les communautés benthiques.

Les nonylphénols se dégradent lentement, sont connus pour se concentrer biologiquement dans le poisson de mer et dans les moules ; il a par ailleurs été signalé, à la suite de tests in vivo, qu’ils causaient des troubles endocriniens. Ils sont en outre toxiques pour les algues marines, mais pas aux teneurs que l’on trouve en général dans le milieu marin.

Les paraffines chlorées à chaînes courtes sont connues pour persister dans l’environnement, et pour s’accumuler biologiquement chez les mammifères marins (phoques, baleines béluga et morses). Les teneurs récemment décelées dans diverses régions de l’Arctique se situent entre 200 et 800 µg/kg ww.

Il a été démontré que les copépodes étaient sensibles à toute une série de contaminants organiques, tels que les insecticides, les organo-métaux et les hydrocarbures. Des études de terrain, des expériences en mésocosme ainsi que des simulations sur des modèles ont permis de démontrer que les effets sur le zooplancton pouvaient entraîner une augmentation des densités du phytoplancton, par suite d’une baisse de la pression exercée par le broutage.

Certaines des diminutions des effectifs des oiseaux de mer ont été imputées aux effets des composés organochlorés. Dans l’une des zones de la Région III, il est possible que l’amincissement des coquilles des oeufs des cormorans huppés que l’on a observé au début des années 1980, ait été dû à la présence de DDT dans leurs tissus. Des données plus récentes suggèrent que ce problème ne se pose vraisemblablement plus. De plus, l’empoisonnement par des bactéries, dû au fait que les oiseaux de mer se nourrissent dans les décharges municipales dans la Région III, a été souligné comme une cause éventuelle de la baisse du nombre d’oiseaux.

Les alkylphénols, les alkyl-naphtalènes substitués, les alkyl-fluorènes substitués, et le benzoquinone diméthylique sont soupçonnés d’effets toxiques dans les estuaires du Royaume-Uni (Thomas et al., 1999a,b). Ces informations ont été obtenues grâce à des procédures d’évaluation et de détermination de la toxicité (TIE) fondées sur tout un éventail d’analyses biologiques. Il est cependant intéressant de noter qu’à lui seul, aucun contaminant n’était responsable des effets biologiques observés dans les estuaires – les effets se manifestent en général comme le résultat de l'action des mélanges complexes.

D’après les études en mésocosme, il y a une corrélation évidente entre les tumeurs précancéreuses du foie chez le poisson plat de la mer du Nord, la présence de contaminants, en particulier de HAP, voire peut-être même d’hydrocarbures chlorés (Vethaak et al., 1996).

Des effets biologiques préjudiciables, provoqués par des mélanges de polluants inconnus, ont été mesurés dans certains estuaires du Royaume-Uni, par exemple dans la Tyne et la Tees, par bioessais dans l’eau sur des embryons d’huître, et bioessais effectués sur sédiments totaux sur des amphypodes et des annélidés, une toxicité aiguë ayant été mesurée (Jones et Franklin, 1998). La signification écologique de ces observations n’est pas entièrement appréhendée, quoique l’on sache que les communautés d’invertébrés se sont appauvries dans certains estuaires industrialisés.

Les mélanges de polluants peuvent avoir un autre effet, à savoir diminuer ‘le potentiel de croissance’ de la moule Mytilus edulis. Cette technique des effets biologiques est bien établie, et dès lors qu’elle est combinée à la mesure des contaminants chimiques présents dans les tissus des moules, elle constitue un outil d’évaluation de l’évolution spatiale de la qualité du milieu aquatique. La diminution du potentiel de croissance a été mise en évidence lors de l’étude faite sur la côte britannique est de la mer du Nord au début des années 1990 (Widdows et al. 1995). En 1996 et 1997, une autre étude a été effectuée dans 37 points de la mer d’Irlande, dont certains sur la côte est de l’Irlande. Les résultats mettent en évidence une réduction du potentiel de croissance dans la région de la baie de Mersey/Liverpool, ainsi que dans la baie de Dublin. En revanche, un potentiel de croissance élevé a été enregistré le long des côtes ouest de l’Ecosse et du Pays de Galles. Ces résultats prouvent que des contaminants portent atteinte à la faculté que les crustacés et les mollusques ont de se développer normalement dans les zones côtières du sud de la mer du Nord, ainsi que dans certaines zones côtières de la partie médiane de la mer d’Irlande.

L’intérêt porté au comportement des radionucléides dans le milieu marin a jusqu’à présent eu pour objectif de protéger la santé de l’homme contre les radiations ionisantes migrant le long de la chaîne alimentaire. Bien que le dispositif de protection de l’homme contre les radiations ait été mis en place grâce à l’adoption de lignes directrices et de normes internationales, il n’y a pas actuellement de critère radiologique agréé au niveau international pour la protection de la flore et de la faune marines. On a fait l’hypothèse que l’homme était l’organisme le plus sensible à la radioactivité, et que, dans la mesure où celui-ci était convenablement protégé, les autres êtres vivants étaient eux aussi probablement suffisamment protégés. La Commission Internationale de Protection Radiologique (ICRP), déclare que : ‘la norme de contrôle de l'environnement nécessaire à la protection de l’homme à un niveau considéré actuellement comme souhaitable assure que les autres espèces ne sont pas mises en danger. Occasionnellement, des individus animaux ou végétaux pourraient être mis en danger, mais pas à un degré tel que l’ensemble d'une espèce soit menacé ou que cela provoque un déséquilibre entre espèces’ (ICRP, 1991).

En 1994, OSPAR est convenu que l’accent mis sur l’évaluation des effets biologiques et écologiques sur le milieu marin devait être renforcé (y compris l’étude de la vulnérabilité des organismes et des communautés du milieu marin), en regard des rejets, actuels et prévus dans l’avenir de substances radioactives (Décision PARCOM 94/8). Il est maintenant de plus en plus reconnu que la protection de l’environnement mérite une attention de plein droit. L’agence internationale de l’énergie atomique (AIEA) admet que ‘Il est de plus en plus nécessaire d’étudier des méthodes visant explicitement la protection de l’environnement contre les radiations. Le concept de développement durable place la protection de l’environnement sur un pied d'égalité avec la protection de l’homme, qu'en ce sens, il est nécessaire de commencer par protéger l’environnement, de manière à protéger les populations humaines’ (AIEA, 1999). La Stratégie OSPAR visant les substances radioactives a principalement pour but de réduire les teneurs en radionucléides dans le milieu marin, l'exposition de l’homme constituant un aspect complémentaire. Selon cette Stratégie, il est demandé à la Commission OSPAR d'entreprendre l'élaboration de critères de qualité environnementale pour la protection du milieu marin contre les effets préjudiciables des substances radioactives, et à rendre compter des progrès réalisés dans ce sens d’ici 2003.

Les déchets en mer proviennent à la fois de sources telluriques que de sources marines, et leur impact sur la vie marine a été constaté. La plupart des victimes en sont les oiseaux, et les principaux coupables sont les matières plastiques. Les oiseaux peuvent se prendre dans les films de matière plastique, ce qui peut conduire à la noyade, les oiseaux peuvent également ingérer de petits objets en plastique, ce qui peut bloquer l’estomac ou les intestins. Les autopsies effectuées sur les cadavres de mammifères et de tortues ont aussi révélé que dans certains cas, la mort était due à l’ingestion de déchets de matières plastiques. Des études ont été réalisées sur une période de 10 ans (de 1988 à 1998) sur les tortues luth (Dermochelys coriacea) et sur les caouannes, ces deux espèces étant les plus fréquemment présentes dans la Région IV. Les autopsies ont révélé que 58 % dans le premier cas, et 11 % dans le second, des individus avaient ingéré des déchets de plastique. Les cétacés peuvent aussi être touchés de manière significative, et dans les quelques cas qui ont été observés sur plusieurs centaines d’autopsies, les espèces touchées semblent être celles qui se nourrissent de céphalopodes et qui ont peut-être confondu des sachets en matière plastique avec leurs proies. Par ailleurs, les déchets qui flottent à la surface agissent comme vecteurs de propagation d'organismes épiphytiques au-delà de leurs habitats normaux.