EVALUATION DU RISQUE D’INTRODUCTION D’ESPECES INDESIRABLES PAR L’INTERMEDIAIRE DES EAUX DE BALLAST DES NAVIRES

Etude IFREMER de décembre 1999.

Introduction

De nos jours, l’architecture des bateaux ne leur permet pas de naviguer à vide. Pour cette raison, le lestage des navires se fait à l’eau de mer, avec un système de ballast. Les rejets d’eaux de ballast augmentent dans le plupart des ports du monde. Compte tenu des volumes considérables qu’ils représentent parfois ainsi que du temps de transit raccourci des navires, la probabilité d’une introduction réussie d’espèces animales ou végétales exotiques indésirables a toutes les chances d’augmenter. Les navires sont maintenant reconnus comme principaux responsables dans l’introduction d’organismes non indigènes d’une région du monde à une autre.

Parmi ceux-ci, les organismes phytoplanctoniques et le risque que certains d’entre eux font courir aux consommateurs, aux entreprises aquacoles, voire aux pêcheries côtières, ont motivé la rédaction de ce rapport.

Après avoir abordé les aspects techniques de la mise sur lest d’un navire et les conditions de transport de ces organismes, nous montrerons pourquoi et comment la communauté scientifique mondiale s’est impliquée dans ce problème. Les ressources conchylicoles font souvent vivre la frange côtière et ce phénomène peut donc être considéré comme potentiellement grave. Une approche de l’analyse du risque écologique sera donc ébauchée.

Les instances internationales qui travaillent sur ce sujet ainsi que les actions les plus diverses entreprises par les pays concernés seront ici passés en revue.

A titre d’exemple, une brève étude du trafic maritime charentais aux abords de zones de production conchylicoles très importantes permettra de mieux saisir les risques et enjeux qui se posent en France (réglementations, responsabilités, gestion portuaire, etc...).

L’état des recherches techniques en cours dans de nombreux pays montre que l’on peut aider les organisations maritimes pour leur prise de décision afin d’aboutir à des réglementations préventives, si nécessaire au cas par cas.

Enfin la lecture de la liste informelle et non exhaustive qui tente de répertorier les efflorescences potentiellement toxiques rencontrées dans les pays industrialisés depuis une vingtaine d’années, permet de mieux comprendre les enjeux sous-tendus par une telle étude.

1 - RAPPELS FONDAMENTAUX SUR LE BALLASTAGE ET NATURE DU RISQUE

1.1. La technique de ballastage

L’essentiel de ce chapitre est tiré de la publication A.Q.I.S. (1993).

De tout temps, les navires ont utilisé du lest pour naviguer dans les meilleures conditions. L’époque moderne a vu le remplacement des pierres et des gueuses métalliques par des liquides eau de mer, ~au douce, carburant. Ce qui était autrefois à fond de cale et pénible à déplacer occupe maintenant les réservoirs en divers endroits des coques, les systèmes de pompage permettant des réglages commodes, en pleine mer comme au port. Actuellement, le tonnage d’eau de ballast contenu dans les réservoirs d’un bateau peut varier de quelques centaines à environ 80 000 tonnes d’eau de mer et les grands navires, en particulier les vraquiers, passent de 40 à 50 % de leur temps de navigation sur lest. Ils transportent les marchandises dans un sens et sont sur lest dans l’autre. Les autres types de navires peuvent transporter de l’eau venant de une ou plusieurs origines car leur routes sont parfois très complexes (Nauke, 1995).

Normalement, un cargo transporte jusqu’à 40 % de charge non marchande en eau de ballast, parfois plus par mauvais temps : il s’agit d’éviter l’emballement de l’hélice ou les chocs de l’étrave, qui, sans charge suffisante, sortent de l’eau.

La quantité d’eau de ballast transportée dépend du type de bateau:

• les grands vraquiers de 40000 à 250 000 DWT* transportent de 15000 à 100 000 t d’eau, • les petits vraquiers de 15 000 à 40 000 DWT transportent de 6 000 à 15 000 t d’eau, • les méthaniers de 5 000 à 125 000 m3 transportent de I 000 à 50 000 t d’eau, • les RoRo et les porte-conteneurs de 4 000 à 40 000 DWT transportent de I 000 à 12 000 t d’eau • les pétroliers de 15 000 à 110 000 DWT transportent de 4 000 à 35 000 t d’eau, • les navires de passagers : très peu, des systèmes anti-roulis prenant de plus en plus le relais.

L’utilisation optimale du système de ballasts présente les avantages suivants:

a) Minimiser la consommation de carburant. Un navire de transport est calculé pour réaliser les meilleures performances lorsqu’il est en charge. Lorsqu’il ne l’est pas, l’utilisation de lest permet de le maintenir “dans ses lignes d’eau” optimisant ainsi le rapport vitesse/économie.

b) Eviter les dégâts par gros temps : des structures pleines d’eau sont plus rigides face au choc des vagues.

c) Maintenir un niveau de contrainte acceptable par les structures : une coque de cent mètres de long ou plus est sujette à des torsions ou des flexions considérables dans les grandes houles.

1.1.1. Types de ballast

Ils sont de taille et d’emplacement variables suivant les types de navires de transport : vraquiers, porte-conteneurs, navires-citernes, minéraliers, chimiquiers etc...

On peut distinguer les catégories suivantes (fig. 1):

Extrémités (poupe et proue) : ces zones sont très renforcées car soumises à de gros efforts (cloisons, cornières, épaulements),

Profonds (servant parfois de volumes de transport),

Nota : DWT ou Dead weight tonnage, ou tonnage général en déplacement, totalisant le volume des cales, des machines et des logements.

Latéraux et centraux : de un à trois mètres de large ils hébergent très souvent des éléments de structure importants (renforts longitudinaux), Latéraux supérieurs souvent de section trapézoïdale, ils participent à la rigidité de la coque et à sa liaison avec les ponts, Latéraux : souvent étroits et très profonds (toute la hauteur de la coque) ils sont caractéristiques des porte-conteneurs où la place disponible est comptée. De fond : double fond en fait. Ce sont les plus répandus. Ils sont souvent remplis par simple gravité (économie de pompage). C’est le cas des grands et petits vraquiers. La double coque est obligatoire pour les navires transportant des cargaisons sèches. Côtés de tunnel (de l’arbre d’hélice) : ils sont difficilement accessibles et contiennent souvent les tuyauteries de pompage. Zones de cale spécialement aménagées pour accueillir des liquides (soutes). Elles peuvent servir de ballasts occasionnels. Elles sont utilisées par exemple par les petits vraquiers, au détriment des ballasts supérieurs, quand la cargaison est de faible gravité (transport du bois).

Tous ces volumes sont construits autour des éléments de structure des coques : cloison de renfort, poutrelles longitudinales, épaulements divers. Ils sont donc riches en recoins et surfaces horizontales qui favorisent la décantation des eaux de ballast (fig. 2).

Leur accès pour le nettoyage est donc difficile, les ouvertures étroites ne permettant de passer que du petit matériel. Or il faut lutter contre la corrosion qui affaiblit les structures, rendant le navire dangereux, diminuant sa durée de vie et sa valeur marchande. Cette corrosion extrêmement difficile à résorber, facilite la décantation des eaux de mer turbides. Un sédiment ainsi déposé et stable va favoriser la survie et la colonisation d’organismes marins indésirables aspirés lors des opérations de pompage.

Les opérations dans ces zones nécessitent la plupart du temps l’arrêt du navire diminuant ainsi la rentabilité de celui-ci. Les protections sont variables, du simple badigeonnage à la construction aux peintures résistantes à l’immersion prolongée.

1.1.2. Systèmes de pompage

Ils sont généralement installés dans la chambre des machines. Sur les gros navires, ils sont logés dans une structure spéciale (tunnel). Ce sont des pompes et des canalisations qui aspirent de gros volumes (jusqu’à 3 500 m3/h) à faible pression (donc peu vulnérants pour les organismes indésirables). Les orifices d’aspiration sont munis de grilles destinés à arrêter les objets pouvant détériorer les pompes (mais sans effet sur les petits organismes vivants).

Les ballasts sont généralement indépendants entre eux et ne peuvent donc être transvasés de l’un sans l’autre à l’exception de ceux des extrémités et du système d’équilibrage lors du chargement au port, ce qui ne concerne que des volumes réduits.

1.1.3. Pratique du ballastage et du déballastage

En général, les petits vraquiers pompent de l’eau dans des ports peu profonds et cette eau est chargée en sédiments. Par contre les gros vraquiers s’alimentent dans des ports plus profonds (Rigby et ai., 1991). Lors de départs après déchargement, les capitaines qui préfèrent ballaster avec de l’eau propre sont obligés de prendre un minimum (pouvant aller jusqu’à 20 %) afin d’être manoeuvrables, bien souvent dans les eaux très turbides des grands ports d’estuaires : Rhin, Elbe, Seine, Mississipi, Delaware, Yangtsé... Certains rincent leurs ballasts en haute mer (par ailleurs pauvre en organismes vivants) ce qui peut prendre deux à trois jours pour un gros navire et reste souvent impossible dans des conditions météorologiques difficiles. Les caboteurs ne le peuvent pas, les étapes étant trop courtes. Il faut dix huit heures pour vider (ou remplir) les 12500t de ballast d’un transport de bois. Les déballastages sont, de plus, constants pour ajuster la pesée et l’assiette au frêt pris aux escales. Afin de gagner du temps, la plupart des navires commencent à déballaster avant l’arrivée au port de chargement, dés que les conditions météorologiques le permettent. C’est le plus souvent dans les zones côtières abritées. Par exemple, en Irlande, les navires déballastent dès qu’ils trouvent une opportunité et le plus rapidement possible car des produits comme le pétrole par exemple, sont chargés très rapidement. Dans ce cas précis, la quantité d’eau rejetée est plus importante que pour des bateaux transportant des produits chimiques ou des minerais.

1.1.4. Nettoyage des ballasts

Il est nécessaire pour deux raisons:

- Le sédiment accumulé diminue la charge utile : on trouve entre 5 et 10 cm d’épaisseur de sédiment, dans les ballasts de fond principalement, ce qui correspond à plusieurs centaines de tonnes inutilement transportées. Cependant, ces ballasts de fond les plus employés, sont les plus difficiles à nettoyer. La plupart du temps, les ouvertures de drainage ne dépassent pas 50 mm de diamètre. Le seul nettoyage convenable est celui effectué en cale sèche où l’on perce des trous dans la coque pour aider à l’évacuation. Les moins bien lotis sont les petits cargos dans lesquels les ballasts sont limités, peu accessibles. En plus, les équipages de plus en plus réduits sont peu disponibles pour ce travail.

- Il faut lutter contre la corrosion, car laisser la corrosion se poursuivre sur des éléments structurels peut affecter la sécurité du navire. Par contre, ce qui est possible à l’air libre (coque, superstructures) devient difficile, pénible, incommode dans des volumes confinés, sans lumière, avec des surfaces développées considérables et des recoins multiples. Le danger d’asphyxie à pénétrer et travailler dans ces espaces non aérés est à prendre en compte.

En conclusion, le nettoyage se fait rarement car il est cher, improductif et incommode.

1.2. La présence d’organismes indésirables

Ces prélèvements d’eau dans une zone côtière ou portuaire donnée sont une des occasions de transport vers d’autres pays ou continents d’organismes vivantes (animaux : vers, mollusques, crustacés, poissons. Végétaux : macroalgues, phytoplancton, Bactéries, virus) dont certains sont indésirables, toxiques ou pathogènes. C’est notamment le cas du phytoplancton.

Les courants océaniques sont les principaux disperseurs de phytoplancton et fonctionnent en continu, liés par des environnements hydrologiques similaires. De ce fait, les assemblages phytoplanctoniques se ressemblent. Les diatomées et les dinoflagellés océaniques ont sans doute eu grandement le temps de coloniser les niches qui leur convenaient. Par contre, pour les dinoflagellés estuariens dont les besoins nutritionnels sont compliqués, cette démarche semble plus difficile. En ce qui concerne les espèces productrices de kystes, l’explication la plus plausible de leur dispersion est donnée par les eaux de ballast ou les transferts de coquillages. De plus, depuis 20 ans, la taille et la vitesse des bateaux ayant augmenté et les zones côtières étant de plus en plus eutrophes, La transplantation des espèces s’est effectuée de plus en plus efficacement (Hallegraeff et Bolch, 1992 Carlton, 1995). Enfin, il est possible que les dragages de ports et d’estuaires aient considérablement changé les hydrodynamismes locaux.

Hallegraeff (1995) a résumé dans le tableau suivant, les différentes étapes qu’un organisme aquatique doit franchir pour arriver à s’installer dans un biotope étranger : 

Tableau 1 : Etapes nécessaires pour la réussite d’une introduction d’espèce marine via les eaux de ballast.

Présence de l’organisme dans le port

Pompage avec les eaux de ballast du navire

Survie lors du pompage

Survie dans les ballasts pendant la traversée

Survie lors du déballastage

Survie dans le nouvel environnement L’organisme est capable de se reproduire et de s’établir dans son nouvel environnement

Impact de l’organisme sur le nouvel environnement

C’est lorsqu’un organisme se trouve dans les eaux d’un port en formant un “bloom” qu’il peut éventuellement s’enkyster. En effet lors de la mise sur lest pendant un bloom de dinoflagellés, les australiens se sont aperçus que les kystes étaient plus fréquents dans les eaux de ballast et provenaient surtout de la colonne d’eau et non pas des sédiments remis en suspension (MUIIer, 1995). Une surveillance simple et efficace pourrait consister à surveiller les stades enkystés d’un nombre limité d’espèces toxiques comme Alexandrium catenella, A. minutum, A. tamarense, Gymnodinium catenatum en zone tempérée et d’espèces comme Pyrodinium bahamense et Gambierdiscus toxicus dans les zones tropicales.

Lors du pompage de l’eau dans le port, la survie de l’organisme dépend aussi de son mode de prolifération. Ainsi dans le cas d’un bloom de Gymnodinium catenatum, du fait de l’agencement en chaînes des cellules et de la nage serpentiforme qui en résulte, les dinoflagellés se trouveront répartis dans toute la colonne d’eau et de ce fait, pompés tels quels lors de la mise sur lest du navire (Rigby et aI., 1991). La mise sur lest lors d’un bloom semble donc plus néfaste qu’une accumulation de sédiments dans le réservoir des bateaux (Rigby et Hallegraeff, 1994).

L’eau est pompée, plus ou moins chargée en sédiments selon le type de bateau et le port. Dès que ces sédiments sont stabilisés, la colonisation commence : crustacés, mollusques, kystes d’algues (toxiques ou non), microorganismes.

La survie des espèces dans les ballasts dépend de nombreux facteurs:

- toutes les espèces ne survivent pas aux conditions rencontrées pendant le transit, en particulier l’absence de lumière, les variations de température et l’oxygène qui peuvent être extrêmes, le manque de nourriture etc... Selon les voyages et selon les espèces, chacun de ces paramètres peut devenir un facteur limitant (Wonham et ai., 1996 ; Gollasch et ai., 1995).

- les chances de survie sont considérablement accrues chez les espèces qui ont un cycle de vie incluant soit des oeufs, soit des formes de repos (kystes ou spores), soit des stades larvaires ne se nourrissant pas, soit des stades capables de s’adapter à une diminution de la nourriture (larves possédant de grandes réserves) ou prêts à retarder le moment de la métamorphose. Des cellules mobiles comme par exemple Alexandrium catenella, Dinophysis acuminata, D. fortll et D. mitra, Gymnodinium cf.breve, Gymnodinium cf. nagasakiense, Chatonella marina ne survivent pas dans les eaux de ballast plus de trois jours à cause du manque de lumière et du broutage intensif par le zooplancton (Rigby et Hallegraeff, 1994). Par contre, s’ils arrivent à produire des kystes de repos, ils peuvent survivre. En effet les dinoflagellés ont cette particularité de former non seulement des kystes de résistance, mais aussi des kystes temporaires (cycle végétatif). Ces derniers sont moins résistants que les précédents mais n’ont pas de période de dormance obligatoire et se forment lors de conditions défavorables (MùIler, 1995) Ces kystes jouent un rôle très important dans le cycle de vie des dinoflagellés, car étant présents dans le sédiment, ils facilitent le rétablissement d’espèces et leur extension géographique (Sonneman et HiII, 1997). Gymnodinium catenatum entre autres espèces a la capacité de former deux cellules opposées qui s’accolent pour former un zygote. Celui-ci s’entoure i’une membrane épaisse calcifiée appelée spore de repos lorsque la température, la salinité ou la lumière viennent à se modifier (Rigby et ai., 1991). Alexandrium tamarense peut rester au repos pendant 6 mois sous la forme de kyste de repos. Il ne germe que lorsque les conditions redeviennent favorables. De fait tous les kystes d’Alexandrium, Gymnodinium catenatum et Pyrodinium bahamense peuvent rester viables pendant 10 à 20 ans (Mùller, 1995).

Mac Donald et ai. (1995) estiment également, d’après les résultats de son étude, que les kystes sexuels sont très bien adaptés au transport dans les ballasts et qu’ils peuvent survivre dans de mauvaises conditions grâce à leur paroi de sporopollenine.

Notons que d’autres espèces appartenant aux diatomées (Chaetoceros spp.), aux cyanophycées et aux chrysophycées ont elles aussi des stades de repos (Mùller, 1995).

De nombreuses espèces aquatiques survivent au transport dans les ballasts (Mùller, 1995; Kelly, 1993):

• des bactéries • des diatomées : Coscinodiscus spp. Nftzschia spp., Rhizosolenia spp., Skeletonema costatum, Chaetoceros spp. • des dinoflagellés : Gymnodinium spp., Katodinium rotondatum, Polykrikos spp., Protoperidinium spp. sous forme de kystes. • des phytoflagellés : prasinophycées et euglénophycées. • des protozoaires et des métazoaires : cnidaires, annélides, arthropodes, crustacés, mollusques bivalves et poissons.

Des espèces (bactériennes et phytoplanctoniques) potentiellement toxiques ont également survécu lors de voyages maritimes dont les origines et destinations étaient connues et sont précisées ci-dessous:

Espèce Port d’origine Port de destination

Clostridium botulinum et Amérique du Sud Golfe du Mexique Vibrio cholerae

Pseudonitzschia pungens Japon Canada

kystes d’Alexandrium Japon Australie catenella et A. tamarense

kistes de Gonyaulax ? Australie

Mc Donald et ai. (1997) ont constaté que les espèces phytoplanctoniques étaient plus cosmopolites que les espèces zooplanctoniques.

D’un point de vue technique, on estime que les soutes des navires contiennent à priori plus de kystes vivants que les ballasts de fond, latéraux et supérieurs. D’autre part, les variations de température parfois très importantes se ressentent plus dans les ballasts à double paroi du fond que dans les ballasts supérieurs. Enfin, d’après Mac Donald et ai. (1998), le nombre de kystes varierait selon le type de navire : un tanker transporte plus de kystes que des vraquiers de cabotage. A côté de cela, ces auteurs ne semblent pas remarquer de différence selon les saisons.

D’après Hallegraeff (1993), la diatomée Odontella sinensis a été remarquée dans les eaux européennes il y a 90 ans. Bien connue des eaux tropicales et subtropicales de l’lndo Pacifique, elle est arrivée dans le Nord de l’Europe, sans doute dans les eaux de ballast comme l’a suggéré Ostenfeld. Heureusement, elle n’a entraîné aucun préjudice notable.

Lorsqu’une espèce arrive et s’installe avec succès, elle supplante souvent une autre espèce. Plusieurs bouleversements peuvent être attendus. • sécrétion de phycotoxines dans le cas de certains dinoflagellés. Ces toxines sont dangereuses pour la santé publique et préjudiciables au commerce des coquillages, • compétition pour la nourriture, • diminution de stocks de poissons, • effets néfastes pour les utilisateurs du littoral.

Comme nous allons le voir, plusieurs cas d’introduction d’organismes non-indigènes ont abouti à de véritables catastrophes écologiques (Wyatt et Jenkinson, 1997; Nauke, 1995).

1.3. Quelques exemples

1.3.1. Les dinoflagellés toxiques en Australie

Ce sont les australiens qui ont prouvé les premiers le phénomène de transfert de dinoflagellés toxiques par les eaux de ballast. Les dinoflagellés toxiques Gymnodinium catenatum et Alexandrium catenella, originaires du Sud-Est de l’Asie, se sont installés dans des zones de forte production aquacole et ont depuis lors, entraîné de très nombreuses fermetures de zone suivies de pertes économiques importantes pour les entreprises aquacoles.

1.3.2. La moule zébrée dans les Grands Lacs américains

Les Grands Lacs sont soumis à un trafic maritime intense et ils reçoivent les eaux de ballast d’environ 1000 navires dans l’année. Dreissena polymorpha, accidentellement introduite par les eaux de ballast dans cette région, a proliféré et causé des dégâts très importants dans de nombreuses canalisations et dans des stations de pompage.

1.3.3. La méduse Mnemiopsis en Mer Noire

Mnemiopsis Ieidyi a été transportée vraisemblablement dans les eaux de ballast des vraquiers faisant la navette entre l’Amérique du Nord et la mer Noire (et la mer d’Azov). Elle a provoqué l’effondrement des stocks de harengs et de sprats par consommation intense du zooplancton. L’abondance de zooplancton aurait diminué 3 à 5 fois depuis l’invasion et les prises de poissons sont passés de 600 000 tonnes à 100 000 tonnes aujourd’hui (Le Monde 11/06/1997). Cette méduse s’était aussi installée en Méditerranée.

1.3.4. L’algue brune Undaria en Nouvelle Zélande et en Tasmanie

Undaria pinnatifida s’est installée dans le port de Wellington discrètement et n’a été découverte que lorsqu’elle a été bien établie. Bien que de grande taille et très visible, elle s’est largement répandue pendant environ cinq ans. Cette algue a également fortement perturbé des pêcheries d’ormeaux en Tasmanie.

1.3.5. Autres espèces indésirables

A cette liste, nous pouvons rajouter le ver parasite nématode Anguillicola crassus qui s’est répandu à travers l’Europe, causant de sérieux préjudices aux pêcheries, l’algue Caulerpa taxifolia dont l’arrivée accidentelle en Méditerranée (vidange d’aquariums) a été probablement suivie d’une dissémination par les bateaux dans toute la région, le crabe Eriocheir sinensis qui affecte les pêcheries et abîme les digues, le ver Marenzella viridis qui exerce une compétition féroce sur Nereis diversîcolor et représente à lui seul parfois la quasi totalité de la biomasse macrobentique, la bactérie responsable du choiera Vibrio cholerae 01 sérotype lnaba, biotype El tor que l’on a retrouvée dans les eaux de ballast de cinq navires différents (ballast, cale et effluents). L’arrivée récente de Coscinodiscus wallesll en Mer du Nord s’avère également très ennuyeuse car cette diatomée colmate les filets des pêcheurs. Enfin la découverte récente de la moule zébrée dans les environs de la rivière Shannon en Irlande inquiète les scientifiques.

D’autre part les Américains sont très préoccupés par l’évolution de la baie de San Francisco, au sein de laquelle de très nombreuses espèces étrangères se sont installées en quantité relativement importante. Ces espèces, au nombre de 234, dominent actuellement la plupart des associations biotiques de l’écosystéme. En particulier, la petite palourde Potamocorbula amurensis consomme tant de plancton qu’elle perturbe l’ensemble de la chaîne alimentaire. Le taux d’invasion est en accélération et il semble que ce soit la zone la plus perturbée du monde de ce point de vue (Cohen et Carlton, 1998).

2 - FACTEURS DE RISQUE

2.1. Nature des espèces indésirables et risques induits.

C’est en premier lieu l’augmentation alarmante des apparitions de phénomènes de PSP (Paralytic Shellfish Poison, onze espèces productrices) et la prise de conscience des scientifiques australiens qui a permis de faire réagir la communauté scientifique et maritime internationale.

Alexandrium et Pyrodinium (espèces très proches) sont actuellement parmi les pires fléaux issus du monde marin. ils possèdent des neurotoxines puissantes qui s’accumulent dans les bivalves et agissent sur l’homme en bloquant le transfert du sodium, ce qui provoque des paralysies. Ils sont donc préjudiciables à tout commerce de coquillages. Ils atteignent également les poissons, les oiseaux et les cétacés. Alexandrium est confiné des régions boréales aux régions tropicales dans les deux hémisphères tandis que Pyrodinium se trouve plutôt dans l’Ouest de l’Océan Indien et dans l’Est du Pacifique.

Jusqu’en 1970, les intoxications étaient cantonnées dans les eaux tempérées de l’Europe, de l’Amérique du Nord et du Japon. Vers 1990, l’on commence à en parler dans l’hémisphère Sud (Afrique du Sud, Australie, Nouvelle Zélande, Inde, Thaïlande, Bornéo, Philippines et Nouvelle Guinée) car ces épidémies affectent sérieusement les populations de zones d’élevage de plus en plus vastes. Il est certain que le meilleur niveau de connaissance acquis par les scientifiques a abouti à une surveillance plus efficace qui fausse un peu la perception. Cependant l’on sait avec certitude que les déséquilibres en apports nutritifs sur les côtes stimulent de plus en plus efficacement les booms (Hall~graeff, 1995). Le “déplacement” des dinoflagellés estuariens exotiques par transferts de coquillages et par eaux de ballast constitue évidemment un inoculum supplémentaire.

2.1.1. Santé publique

Si l’on met à part le maintien des activités économiques côtières (pêche et aquaculture), le principal souci des autorités concerne les problèmes de santé publique. En ce qui concerne les dinoflagellés et diatomées marins, les effets occasionnés sur les êtres humains par les quatre grands groupes de toxines qu’ils produisent sont : - blocage des canaux - sodium : PSP et toxine ciguaterique, - activation du sodium : NSP (Neurotoxic Shellfish Poison), - troubles neurologiques parfois très importants : ASP (Amnesic Shellfish Poison) et toxine de Pfisteria, - effet sur les membranes intestinales : DSP (Diarrhetic Shellfish Poison).

En effet, la multiplication des événements toxiques, avec émergence de nouvelles espèces (Pseudonitschia cf. pun gens et Pfisteria piscicida) et la répartition mondiale du PSP sont impressionnantes..

Les proliférations des dinoflagellés toxiques producteurs de PSP tels que Alexandrium spp., Gymnodinium catenatum et Pyrodinium bahamense sont liées au temps de survie de leurs kystes dans les sédiments. Ces derniers sont remis en suspension dans la colonne d’eau au gré des saisons et provoquent des blooms récurrents dans des zones eutrophes.

La difficulté de gestion de ces risques tient au fait que le niveau acceptable de PSP (ou DSP) varie suivant les pays concernés et que les méthodes de détection ne sont pas homogènes ou validées. De plus, le risque varie suivant l’espèce de bivalve étudiée. Ainsi dans le Maine, un véritable programme de surveillance de PSP est mis en place d’avril à octobre de chaque année sur des coquillages divers et de façon très rigoureuse, par découpage de zone (Shumway et ai., 1995).

La connaissance de l’historique des apparitions d’une espèce sur un lieu donné permet d’adapter es diverses stratégies de fermeture possible et de limiter le préjudice causé aux entreprises aquacoles. L’arrivée de nouvelles espèces par les voies que l’on suppose (transferts de coquillages, déballastage) remet en cause les seuils, l’impact sur les coquillages (donc sur les consommateurs) puis les pratiques pour garantir la santé publique et limiter les pertes de cheptel.

2.2. Survie des espèces phytoplanctoniques. Formation de kystes.

Sur ce phénomène, la littérature est plus restreinte, les observations ont essentiellement porté sur es conditions météorologiques et sur l’appauvrissement en sels nutritifs.

Cependant une étude menée dans l’Aber Wrac’h après un bloom estimai à plus de 55 millions de cellules au litre d’Alexandrium minutum a permis de définir trois processus essentiels régulant le déclin i’un bloom:

la dispersion physique liée aux conditions météorologiques et l’amplitude des marées, le broutage par les ciliés, la modification des facteurs nutritifs qui indiquent le passage à une stratégie de survie, le kyste.

Cela se traduit par l’apparition d’une phase sexuée (ou gamétogénèse) dans le cycle biologique de ‘espèce représentant la perte potentielle de la division cellulaire de la population. L’induction de la reproduction sexuée est liée à l’augmentation du rapport glutamine/glutamate qui indique un changement métabolique intracellulaire dû à une carence nutritive, notamment en azote.

On peut cependant dégager certaines constatations :

Alexandrium minutum, espèce dangereuse puisque toxique et paralysante, est présente sur les côtes françaises, atlantiques et méditerranéennes,

Alexandrium minutum croît relativement vite, il lui faut au minimum deux jours dans les meilleures conditions pour se diviser ou pour se désenkyster, Alexandrium minutum maintient sa présence sous forme de kystes dans les sédiments.

Ces kystes peuvent être entraînés vers de nouvelles eaux et germer quand les conditions du milieu sont de nouveau favorables. Cet épisode est important puisqu’il permet que cette algue contamine d’autres eaux ou bien sédimente en partie dans une zone qui, par la suite, est considérée comme zone à risque. Tel est le cas de la baie de Morlaix où les apparitions fréquentes d’eaux colorées ont pu être reliées à la concentration des kystes dans le sédiment.

Le piégeage des kystes par le sédiment semble donc jouer un rôle important, rôle encore amplifié quand on sait que des kystes peuvent être présents dans les boues transportées dans les cuves de navires. Hallegraeff & Bolch (1991 et 1992), ont prélevé jusqu’à 300 millions de kystes de dinoflagellés dans les eaux de ballasts de certains navires. En outre, ces auteurs ont également démontré que l’apparition dans les eaux tasmaniennes d’un dinoflagellé toxique, au cours de ces dernières années, a correspondu au développement de l’industrie du bois sur l’île : le trafic des navires en provenance de sites vraisemblablement contaminés à contribué à la libération de kystes autour de l’île à partir des eaux de ballasts.

L’enrichissement des eaux en espèces toxiques peut non seulement être aggravé par l’intensification des communications mais également par le transfert de coquillages, qui est certainement un des facteurs d’augmentation des événements toxiques. En effet les coquillages peuvent stocker in situ, dans leur cavité intervalvaire, dans leurs écailles extérieures (huîtres) ou bien dans l’enchevêtrement de leurs byssus (moules) des cellules ou des kystes revivifiables.

Devant la complexité des contaminations suspectées, une attention accrue devra être accordée à cette algue. En effet la tendance est à l’extension des apparitions.

2.3. Les efflorescences phytoplanctoniques toxiques dans le monde

Afin de ne pas alourdir le texte, les évènements toxiques que nous avons pu recenser, très nombreux, ont été reportés en annexe 1. On peut constater qu’aucune partie du monde n’est à l’abri de ces phénomènes, que les activités de ballastage ne font qu’aggraver. Beaucoup d’événements semblables passent inaperçus, faute d’être surveillés ou reportés ce qui ajoute à la difficulté d’un recensement.

2.4. Les périodes d’apparition d’espèces potentieilement toxiques

En France, les deux espèces posant de réels problèmes de santé publique sont Dinophysis spp. et Alexandrium minutum. Des études sur la répartition de kystes d’Alexandrium minutum dans les sédiments bretons ont révélé l’extension des zones touchées. Ainsi en 1990, 2 zones étaient sensibles (Lannion et Morlaix). En 1996, les kystes sont retrouvés dans 8 zones, de la Rance à l’Aber Benoît. L’extension des zones sensibles est liée directement à la fréquence et à la concentration des kystes dans ces régions.

En 1997, il faut noter la présence de cellules végétatives de cette même espèce dans les Pertuis Charentais. Aucune étude sur les kystes n’a été effectuée dans cette région. En 1998, l’installation de cette espèce dans la Rance est préoccupante (fermetures de zones probables).

Le problème réside également dans le fait que les kystes pourraient être plus toxiques que les cellules végétatives. Ainsi, les chercheurs américains ont découvert que les kystes d’Alexandrium tamarense étaient dix fois plus toxiques que les cellules libres (Erard-Le Denn, 1998).

La raphydophycée Heterosigma akashiwo néfaste pour les élevages de poissons est de plus en plus fréquente sur la côte atlantique.

Les diatomées du genre Pseudonitzschia, dont plusieurs espèces sont productrices de toxine ASP, sont fréquentes en été en Atlantique et Méditerranée depuis quelques années et ont également fait une apparition remarquée en Manche en 1998. Certes, il n’y a à ce jour aucune relation établie entre ces développements ou apparitions et les eaux de ballast. Mais rien ne permet d’affirmer que ce qui s’est avéré le long des côtes australiennes ie peut pas se produire en Europe. L’étude du trafic maritime dans les ports charentais (cf. chapitre E) n’incite guère à l’optimisme.

2.5. La sensibilité écologique et économique du milieu récepteur

De plus en plus de pays se tournent vers l’aquaculture, en alternative à la pêche, mais ‘augmentation de l’aquaculture participe vraisemblablement au nombre croissant des épisodes de toxicité et à l’installation de certaines espèces (cas du Chili) par enrichissement des eaux. A côté de cela, ces élevages sont sensibles à un nombre croissant d’espèces toxiques. Le développement de ‘aquaculture dans la zone côtière devient alors une activité à haut risque, le transfert d’organismes hytoplanctoniques toxiques au sein des cheptels entraînant la fermeture des zones et des entreprises.

Les pertes induites par les développements de blooms dans la zone côtière sont très importantes car elles affectent les aquaculteurs ou les pêcheurs, les détaillants, les restaurateurs et autres entreprises touristiques. A cela il faut ajouter les coûts de maladies et les pertes de salaire, le coût de a surveillance de l’eau et les produits de la mer et le coût associé à la communication vers le grand public. Cette information peut avoir des conséquences négatives car bien souvent la demande des consommateurs chute drastiquement du fait d’une perte de confiance à l’égard du produit. Le niveau réel du risque est en effet mal perçu par le public, malgré des informations précises sur les zones touchées et les risques encourus. Le consommateur a souvent du mal à relativiser et sa réaction est ;ans appel. Il serait nécessaire de quantifier les pertes consécutives à un événement toxique et de les comparer au coût réel dû à cet événement (Wessels, 1995). Cependant, Shumway (1990) pense que :es pertes sont très variables selon l’espèce et selon le lieu considéré (temps de rétention des toxines ,lus ou moins long). Elle fait état de pertes allant de 0,63 millions $ (C. virginica, C. gigas, Ostrea ~duIis + Protogonyaulax) à plus de 27 millions $ (Crassostrea virginica + Ptychodiscus bre vis).

L’aquaculture française est certainement l’activité qui souffre le plus des proliférations algales •oxiques, du fait des fermetures (méventes) ou des mortalités de cheptel.

La production nationale d’huîtres creuses aurait atteint 147 000 tonnes en 1997 représentant I 300 \AF de chiffre d’affaires.

Pour les moules, la production a dépassé 60 000 tonnes (500 MF). Enfin la production de poisson i’aquaculture représente 5 700 tonnes (259 MF)

Toutes ces données proviennent du Service d’Economie Maritime IFREMER (S.E.M.).

Les deux bassins conchylicoles de Charente-Maritime produisent 36 000 tonnes d’huîtres creuses st 15000 tonnes de moules (10 MF de chiffre d’affaires, 8000 emplois directs).

De plus, les vastes estrans (slikkes, bancs de sable) sont l’objet d’une pêche récréative très importante, notamment aux périodes de congés (huîtres mais surtout palourdes et coques) qui constitue l’un des principaux attraits touristiques de cette région.

Un secteur mytilicole fermé en fin de printemps entraîne des pertes de chiffre d’affaires pouvant atteindre plusieurs milliers de francs par jour: les charges demeurent (personnel, emprunts, etc...) et il n’y a plus de rentrées.

En 1995, l’efflorescence de Gymnodinium mikimotoi sur les côtes vendéennes a provoqué d’importantes mortalités sur les élevages de moules de Noirmoutier (800 t soit 100 % sur les bouchots de la Guérinière).

3 - ANALYSE DU RISQUE (d’après Hayes, 1995 ; A.Q.I.S., 1994 ; Concerted (Action Plan 94-98)

3.1. Définition de l’analyse du risque en écologie

L’analyse du risque consiste à évaluer la probabilité d’un événement nuisible en réponse à une activité ou une action (ou pas d’action). Le “Quantitative Risk Assessment” (QRA) est une procédure logique, rigoureuse et interactive de l’analyse du risque qui peut se définir comme l’évaluation quantitative de la vraisemblance d’événements indésirables, de dégâts et de nuisances. conjointement à des jugements de valeur sur la signification de ces résultats. La force du QRA réside non pas dans son objectivité, mais plutôt dans sa faculté à traiter les côtés subjectifs. Appliqué depuis longtemps au contexte industriel avec succès, il commence à être envisagé pour les problèmes d’écologie.

Cinq stades caractérisent le QRA:

- l’identification des risques ou événements indésirables potentiels - l’analyse de la fréquence ou de la vraisemblance d’apparition de ces événements - la validation des effets ou impacts qu’occasionneraient ces événements - le calcul du risque, produit de la probabilité de l’événement indésirable et de ses conséquences - un examen de la signification des résultats dans un plus large contexte social, économique et politique

Dans l’analyse du risque de type écologique, le but recherché n’est pas aussi clair que dans l’analyse du risque en milieu industriel (où la limite est constituée par un décès ou des blessures). Cela peut être par exemple l’élimination d’une espèce commerciale ou encore une diminution de la production primaire ce qui est mesurable ou non. Quantifier des risques au sein de systèmes biologiques multivariables est assez difficile, en particulier à cause des notions de stochasticité1, de complexité et de causalité.

3.2. Proposition de définition de l’analyse du risque pour les eaux de ballast

Dans ce domaine, pour quantifier les probabilités de survie, l’analyse du risque devra conduire à la mise en oeuvre de dispositifs pour empêcher l’introduction d’espèces, ou tout du moins en minimiser le risque. La probabilité de l’installation d’espèces étrangères est en effet censée augmenter avec la quantité croissante d’eau de ballast, la réduction du temps de transit des navires et peut être aussi les changements hydrodynamiques locaux (Rosenthal et ai., 1997).

Pour mesurer le risque lié à l’introduction d’organismes indésirables par les eaux de ballast, il faut mettre sur pied une méthodologie d’analyse de risque écologique permettant de mesurer l’efficacité des mesures de gestion. On pourrait imaginer une synthèse entre toutes les études menées par l’U.S. Environmental Protection Agency dans ce domaine et les méthodes habituellement utilisées dans le nucléaire et l’industrie chimique. Une approche de type QRA serait utilisée par cette Agence avec la question suivante en exergue “ Quelle est l’efficacité des stratégies d’aménagement des eaux de ballast en terme d’“échec de cette stratégie” et des “conséquences de cet échec ? ”

Une approche effectuée en ces termes permettrait de définir les coûts de la gestion et des aménagements à apporter.

Dans la problématique qui nous intéresse, le réservoir du bateau est une entité tout à fait intéressante et relativement bien définie, où les paramètres sont quantifiables. Une analyse des séquences va donc permettre de définir les composants biotiques et abiotiques du réservoir. La dynamique d’une espèce P s’exprimera sous la forme :

P = P0 exp [(b-d)t]

avec P0 : inoculum, soit le nombre d’individus ramenés à bord lors de la mise sur lest durée du trajet taux de multiplication instantané des organismes introduits I : taux de mortalité instantané des organismes introduits

Il faudrait incorporer à cette équation les interactions proie - prédateur, les interactions trophiques et toutes sortes de variables dépendantes et indépendantes. Si l’on fait en plus intervenir un traitement chimique ou physique des eaux de ballast dans le navire ; c’est une stratégie de contrôle. Il devient un paramètre environnemental supplémentaire dont le but est l’éliminer les espèces non indigènes. Le coût pour les compagnies maritimes sera plus élevé mais le risque environnemental sera réduit.

Selon Carlton, l’organisation et la mise en place du contrôle des eaux de ballast risquent d’être longs (des dizaines d’années). Pour exemple, la conférence sur les pollutions par hydrocarbures a eu jeu en 1920 et les accords internationaux ont abouti en 1985. Il serait donc judicieux que les pays qui n‘ont pas encore eu à faire face au problème prennent des mesures de précaution en instituant par exemple des guides de conduite volontaires pour les cargos, une certaine prudence dans les zones de production, des déballastages en eau profonde, des changements d’eau en haute mer etc...

I. LA GESTION DU RISQUE

4.1. Au niveau international

4.1.1. Sous l’égide du CIEM (ICES)

Au sein du Conseil International pour l’Exploration de la Mer (ICES), des groupes de travail spécifiques se sont mis en place.

- VGITMO (Introduction et transfert d’organismes marins) : se réunit chaque printemps dans des pays concernés. - VGHABD (Dynamique des blooms algaux toxiques) : se réunit après le WGITMO au même endroit - GBWS (Eaux de ballast et sédiments) : créé depuis peu, se réunit juste avant le WGITMO et le VGHABD.

- ACME : Comité consultatif pour l’environnement marin. - IOC : Commission océanographique internationale.

4.1.2 - Sous l’égide de l’ONU

Organisation maritime internationale (IMO) siège à Londres. C’est l’agence spécialisée des Nations Unies qui est en charge des affaires maritimes. Son but est d’améliorer la sécurité et de prévenir la pollution marine (siège à Londres). L’IMO est chargé notamment de trouver des règles appropriées pour éviter la dissémination d’espèces non-indigènes et pour cela doit se mettre en relation ses divers comités avec d’autres instances (voir ci-dessous). Une série de réglementations se net en place qui servira de base à une nouvelle annexe de la Convention internationale sur la pollution narine (MARPOL).

Le Comité de Pollution de l’Environnement Marin de I’IMO, le MEPC, soutient activement les pays es plus impliqués dans la problématique “Eaux de ballast”. Quatre cas d’invasion spectaculaire paragraphe B 1) ont convaincu le MEPC qu’il fallait réduire les transferts. Le peloton de tête est constitué par l’Australie, le Canada, la Nouvelle Zélande et les Etats Unis appuyé par les pays de la 3altique, l’Allemagne, la Grande Bretagne et quelques autres pays. Le Comité a donc mis en place une série de recommandations. Les diverses options pour minimiser l’incidence et l’introduction d’organismes indésirables sont listées dans son chapitre “stratégies”. un y trouve en particulier l’échange du lest en pleine mer, les problèmes de sécurité et tous les traitements possibles des eaux et sédiments de ballast (cf. G 1). Le comité de la Sécurité Maritime a pour mission, quant à lui, d’examiner la partie sécurité dans la stratégie “changement du lest en pleine mer”.

Le 31 décembre 1997, le MEPC a établi un questionnaire permettant à l’IMO de recueillir des informations sur les modes de contrôle des eaux de ballast effectués par les pays (ou par les autorités portuaires) de manière individuelle. Un modèle figure en annexe 2.

L’lMO doit aussi mettre en place des supports pédagogiques, coordonner la recherche en matière d’eaux de ballast, établir une banque de données sur les avancées techniques et développer les liens avec d’autres informateurs, par exemple les scientifiques chargés de la surveillance des blooms côtiers (Nauke, 1995).

Commission Océanographique Internationale (IOC) dépend de l’Unesco. Doit assister les états membres, en cas d’urgence ou de catastrophe, et joue de ce fait un rôle primordial dans la préparation des plans d’urgence. Ses compétences portent sur l’évaluation des situations à risques et effets sur la santé de l’homme notamment. Elle est concernée par les eaux de ballast pour ce qui est de la dissémination de maladies infectieuses.

Comité des Pêcheries Européennes de la FAO (EIFAC) protection des ressources marines vivantes de la pollution. Assistance possible pour les pays en voie de développement dans le domaine halieutique. Protection des ressources vivantes en cas de pollution.

Programme des Nations Unies pour l’Environnement (UNEP) il peut être contacté en cas de pollution massive. Son expertise concerne les études d’impact (sur l’homme, l’environnement), les mesures à prendre pour limiter les conséquences d’un accident, la surveillance de l’environnement après l’incident.

Organisation Internationale pour le Travail

4.1.3. Actions collectives

En ce qui concerne la gestion du risque d’introduction d’espèces non indigènes, des études sont nécessaires. Elles sont centralisées dans le Plan d’Action Concerté (International), lequel est mené conjointement par les membres des centres de recherche et l’IMO, la coordination étant assurée par le Dr Rosenthal de l’Université de Kiel.

Ce Plan comprend:

* une évaluation des diverses méthodes d’échantillonnage utilisées par les Etats membres pour leurs études, * la validation par intercalibration des méthodes d’échantillonnage, pour déterminer les capacités de survie des organismes, * le développement de systèmes de surveillance intercalibrés permettant une utilisation par de nombreux acteurs gouvernementaux comme le CIEM, le BMB (Baltic Marine Biologists), I’IOC et l’IMO.

De plus il devra étudier l’historique et les diverses conditions de transmission afin d’entériner d’éventuels traitements et attirer l’attention du public, des structures gouvernementales, portuaires, et scientifiques.

La coopération entre les groupes de travail du CIEM (WIGTMO et WGHABD) et les organisations maritimes (IMO) et océanographique (IOC) est essentielle. Une journée annuelle les regroupant sur les problèmes d’eau et de sédiment de ballast semblait nécessaire (elle s’est tenue en 1997 à La Tremblade).

L’Europe vient également de monter le Plan d’Action Concerté sour la direction de l’Allemagne. Le détail est présenté au chapitre D (Europe).

4.3.1.3. Stratégies d’échantillonnage

D’autres problèmes tels que les stratégies d’échantillonnage dans les réservoirs à ballast sont à harmoniser et c’est le but recherché par les australiens et le programme européen à travers le questionnaire envoyé en 1997. Ils pensent également que cet échantillonnage serait plus efficace s’il était fait avant ou pendant la mise sur lest dans le port de départ. En plus d’un échantillonnage sur l’eau il faudrait envisager une stratégie d’échantillonnage sur le sédiment à cause de la sédimentation des kystes.

Il faudrait également mettre au point des tests de détection rapide des kystes, car ils sont quasiment inexistants (Schoiin et ai., 1995). Notons cependant le test fluorescent pour la détection des kystes d’Alexandrium mis au point par Yamaguchi et ai. (1995). La présence de kystes, en particulier ceux d’Alexandrium minutum a été mise en évidence par incubation des sédiments. Leur revivicence s’est faite sur des milieux appropriés, mais parfois après six mois, période correspondant à leur temps de dormance obligatoire.

4.3.1.4. Survie des espèces

Des études expérimentales en laboratoire sur la survie des espèces trouvées dans les eaux de ballast avec les réponses physiologiques de ces espèces voyageuses (alimentation, reproduction en l’absence de lumière, réactions aux changements de température) seraient également nécessaires car elles sont insuffisantes.

4.3.1.5. Dynamique des populations

La dynamique des populations phytoplanctoniques intervient dans le processus consécutif à l’arrivée d’une espèce non indigène. Dans le cas d’Alexandrium minutum, selon Wyatt et Jenkinson (1997), il faut un nombre nécessaire et suffisant de kystes pour générer un bloom. A la fin de la période de dormance qui peut durer six mois (analogue à la diapause chez les insectes), le cycle peut se dérouler selon le scénario suivant (figure 15):

Chaque année, sans doute en réponse à une horloge interne, quelques kystes éclosent et fournissent l’inoculum pour la formation du bloom. Il y a visiblement un rythme saisonnier marqué que l’on retrouve également en laboratoire. Les kystes peuvent rester viables pendant dix ans. Il est suggéré par les chercheurs que les conditions expérimentales exercent une influence sur la germination des kystes mais que les facteurs génétiques assurent le contrôle final. Les gisements de kystes mettent probablement des années à se constituer et les phénomènes d’advection (cas des rias espagnoles) permettent sans doute l’initiation de blooms dans des régions où le nombre de kystes est faible. Plus la profondeur est faible, moins le nombre de kystes nécessaire pour fournir un inoculum assurant une dispersion uniforme des cellules est important.

Les dynamiciens pensent qu’une colonisation efficace après introduction dépend d’abord des conditions favorables rencontrées par l’organisme pour assurer sa croissance (sinon l’inoculum s’épuise rapidement) en liaison avec le cycle de vie propre à l’espèce puis de la pression entre les formes végétatives qui se développent dans le milieu (pression de propagule). L’organisme candidat doit passer un certain nombre d’étapes pour arriver à s’établir dans une zone donnée. Des connaissances sur l’hydrodynamique d’une zone comme le régime local de marées et la nature des courants par exemple peuvent permettre de prévoir l’installation d’Alexandrium. Bien qu’il n’y ait pas de preuves tangibles, Alexandrium semble être un candidat idéal à la dissémination par eaux de ballast puisqu’il a un stade enkysté extrêmement résistant.

Un autre schéma dynamique est rencontré dans la mer de Wadden : la formation de blooms de dinoflagellés y est difficile étant donné les forts courants. Leur présence dans cette zone serait plutôt le résultat de l’advection à partir de sites adjacents de croissance intensive (panache stratifié de l’Elbe) et en saison chaude du front mélangé de marée au large des lies de la Frise. En ce qui concerne Gymnodinium catenatum, les kystes de repos trouvés depuis mars 1998 en quantité toujours plus importante, laissent entrevoir que cette espèce a été introduite de la côte ibérique atlantique vers les côtes allemandes via un flux de la Manche vers la Mer du Nord (Nehring et ai., 1995).

5 - CAS DE LA FRANCE: EVALUATION DU RISQUE D’INTRODUCTION D’ESPECES INDESIRABLES PAR LES PORTS DE CHARENTE-MARITIME

Pour des raisons techniques, il n’était pas possible d’entreprendre cette enquête sur de grands ports. Les auteurs se sont donc limités à ceux qui étaient géographiquement les plus proches.

5.1. Escales de navires en Charente-Maritime

Le département comporte trois ports marchands importants:

Les produits chargés sont essentiellement des céréales, des engrais, du papier et des produits divers.

Afin d’avoir une idée des risques induits par le déballastage d’eaux étrangères en Charente­ Maritime, une enquête a été réalisée auprès des services des Douanes qui disposent des manifestes établis à chaque escale par les navires. Ces documents mentionnent la jauge brute de chaque bâtiment, sa dernière escale, le type et le tonnage de marchandises chargées. Seuls ont été pris en considération les navires arrivant “sur lest” (lequel est presque toujours constitué d’eau prélevée lors de l’escale précédente) et non ceux qui débarquent leur cargaison.

Cette activité n’étant pas informatisée par les Douanes, le recueil de l’information a été long et l’on s’est limité aux années 1993, 1994 et 1995 pour les trois ports suscités. Afin de respecter la législation en vigueur (code des Douanes, Loi Informatique et Liberté) les noms des navires ont été remplacés par un code basé sur le pays d’immatriculation des dits navires (Panama: PA, Chypre: CY; Pays-Bas NL, etc... ; cf. Annexe 4), cette information n’étant d’ailleurs pas très importante.

L’ensemble de ces mouvements figure en annexe 5.

5.2. Pratique du déballastage dans les ports charentais La Rochelle : entre 6 et 7 millions de tonnes par an (dont seulement 2,4 millions débarqués), Rochefort: 700 000 tonnes dont 300 000 tonnes embarquées, Tonnay Charente : 260 000 tonnes dont 240 000 tonnes embarquées.

5.2.1. La Rochelle

Le môle d’escale de La Pallice permet d’accueillir de très gros navires, en eau profonde, venus charger des céréales essentiellement. Certains d’entre eux, au vu des volumes chargés, n’ont pas fait i’escale intermédiaire : un cargo grec jaugeant 23 000 tonneaux, qui a embarqué le 27/08/93 31 000 tonnes de blés a évidemment rejeté à la mer 15 000 ou 20 000 m3 d’eau très probablement prise à Beyrouth, son escale précédente. Que trouvait-on dans les eaux de Beyrouth quelques jours avant (délais de route)?

La courantologie montre que cette eau (libanaise ?) a remonté vers le Nord-Ouest le coureau de l’île de Ré en direction des zones mytilicoles de la Baie de l’Aiguillon (bouchots) et du Pertuis Breton (filières). Pour les navires qui chargent dans le bassin du port, les eaux de déballastage peuvent amener divers organismes sur les vases desdits bassins. Le dragage d’entretien ultérieur déposera ces vases au Lavardin, le long de la côte sud de l’Ile de Ré.

5.2.2. Roche fort

La nécessité de remonter le fleuve sur 25 km oblige les bâtiments à garder du lest pour rester manoeuvrants dans le lit étroit de la Charente. Le déballastage éventuel aura donc lieu dans le bassin à écluse, ce qui peut être un moindre mal du fait de la faible salinité, à condition de ne pas remettre les produits de dragage de ce bassin au milieu extérieur (lit du fleuve 7).

5.2.3. Tonna y Charente

5.3. Les escales précédentes : diversité et risques (fig. 6 à 14) Il semble toutefois que les tonnages chargés soient réduits dans ce port où s’effectuent surtout des débarquements (grumes tropicales, bois divers).

L’essentiel des débarquements est constitué de charbon irlandais ou anglais. Par contre, les navires viennent charger des céréales (maïs, tournesol, blé, orge) et leur déballastage éventuel se fait directement dans le fleuve, à 30 km de l’embouchure (et de la zone conchylicole de Port des Barques et de l’île Madame). Les volumes éventuellement rejetés sont réduits, car seuls des navires de faible tonnage peuvent remonter jusque là (5 000 t au maximum) et les cargaisons chargées sont peu importantes (entre 250 et I 000 t, souvent un complément de chargement).

Elles sont extrêmement nombreuses et variées. S’il y a eu déballastage, la Charente-Maritime a pu recevoir entre 1993 et 1995 des eaux de :

Mer Baltique (Lithuanie, St Pertersbourg, Gdansk) Mer Noire (Constanza) Mer Rouge (Djeddah, Aquaba) Golfe Persique (Iran. Koweit) Afrique (Dakar, Port Harcourt, Durban) Etats unis (Eastport) Açores (Angra del Heroismo) et Canaries (Teneriffe) Maghreb (Kenitra, Bougie, Lybie) Machrek (Alexandrie, Beyrouth, Tartous) Soit entre 30 et 55 % des escales précédentes, majoritairement Pasajes, Biibao, La Corogne, El Ferrol, mais aussi la na de Corcubion, Figueira da Foz, Lisbonne.

Ces dernières zones sont très souvent frappées par des apparitions de phytoplancton toxique (tableau Il). Une mise en concordance entre les efflorescences connues et les mouvements de navires venant de ces zones illustre tout à fait les risques encourus (tableau III). Lorsque l’on sait que des civelles de l’embouchure de la Loire pompées accidentellement dans des ballasts de pétrolier étaient toujours vivantes à l’arrivée dans le Golfe Persique un mois plus tard (témoignage d’un commandant), on peut légitimement supposer que des kystes d’algues toxiques peuvent être déposés sur les sédiments de la Baie de l’Aiguillon ou de l’embouchure de la Charente, par le biais de ces eaux de ballast.

6 - RAPPEL DES RECOMMANDATIONS EXISTANTES VISANT A REDUIRE OU A SUPPRIMER CE RISQUE

6.1. Inventaire des techniques existantes

6.1.1. L’échange du lest en pleine mer

- En Amérique du Nord et en Océanie

A l’heure actuelle, l’échange du lest en haute mer est la technique la plus utilisée dans ces régions, bien qu’elle n’élimine pas les kystes en totalité (Mùller, 1995). Vider et remplir en pleine mer étant dangereux, c’est un remplacement par flot continu qui est préconisé. Cependant l’efficacité de ces mesures reste sujette à caution pour des raisons techniques (Gauthier et Steel, 1995):

• la structure de certains réservoirs à ballast et des tuyauteries ne permet pas à tous les navires de changer leur lest, • les réservoirs sans systèmes de pompage peuvent continuer à héberger des organismes indésirables (Gauthier et Steel, 1995). Wonham et ai. (1996) ont expérimenté l’échange de lest en haute mer entre Israèl et Baltimore (USA). Les organismes indésirables ne souffraient pas particulièrement lorsque l’eau océanique venait remplacer les eaux de ballast initiales. En 1993, les essais australiens sur un navire de 140 000 t (M.V. IRON WHYALLA) dont les ballasts ont été rincés plusieurs fois en haute mer montrent qu’après trois vidanges successives, 5 % de l’eau d’origine et 25 % du plancton étaient encore présents. Même conclusion dans l’étude de Mc Donald et Davidson (1998).

Les garde-côtes américains se servaient jusqu’alors de la salinité pour vérifier l’échange de l’eau, mais étant donné la variabilité de ce paramètre dans les différents ports américains, des chercheurs américains (McKeow et Mills, 1998) étudient actuellement l’opportunité de se servir des nitrates, paramètre qui leur semble plus approprié.

L’lMO prévoit dans la résolution A.868 (20) adoptée le 27 novembre 1997, une annexe concernant les aspects sécurité pour les bateaux changeant leur lest en pleine mer.

- En Europe

La seule étude connue sur ce sujet est celle de Mc Donald et Davidson (1998). Les navires échantillonnés dans cette étude sont originaires d’Europe du Nord. ils ont changé leurs eaux de ballast soit en Mer du Nord soit en mer d’Irlande, selon le dernier port d’attache. La comparaison des communautés phytoplanctoniques avant et après échange d’eau en mer montre que le risque n’est pas forcément diminué par cette pratique. L’échange du lest augmente la diversité des diatomées et des dinoflagellés dans 69 % et 85 % des cas respectivement et l’abondance dans 31 % et 85 % des cas respectivement.

Lors des cinq dernières années, pas moins de cinquante différentes technologies de traitement ont été étudiées (Carlton, 1995). Parmi celles-ci, notons :

6.1.2. Les produits chimiques et biocides

L’utilisation du chlore, du dioxyde de chlore, des chloramines, de I’hypochlorite de sodium et de calcium et de l’ozone a été étudiée. Un certain succès a été obtenu avec les ions argent et cuivre en électrolyse dans l’eau de mer. Cette application aux eaux de ballast n’a pas encore été testée mais leur rejet dans le milieu peut poser certains problèmes écologiques. De même pour le chlore, les japonais Ishikawa et ai. (1992) ont étudié l’effet du peroxyde d’hydrogène (H2O2) sur les kystes et certains dinoflagellés en laboratoire; son potentiel destructeur est assez fort.

Dans l’ensemble, le coût de ces produits est beaucoup trop élevé pour une utilisation pratique.

Pour plus de précisions, se rapporter à la synthèse assez complète faite par Mùller (1995).

Un autre traitement consiste à modifier la salinité dans le réservoir. Cela aboutit à un changement de pression osmotique et à la mort de certains organismes. Cette technique est très utilisé par les navires abordant la région des Grands Lacs. Notons cependant que Gymnodinium catenatum résiste à ce traitement.

Une récente étude américaine (Lubomudrov et ai., 1997) a montré que l’utilisation de biocides non oxydants, tel que le glutaraldéhyde (GA), s’avérait prometteuse. Ce produit est utilisé largement dans l’industrie, dans la santé publique pour stériliser les équipements médicaux, mais également dans des tours de refroidissement d’eau. Six différents aspects de ce traitement ont été abordés : (1) la facilité d’utilisation du produit, (2) son efficacité réelle sur les organismes cibles, (3) les aspects santé publique liés à son utilisation, (4) l’impact sur l’environnement de ce produit et de ses dérivés, (5) les coûts associés aux différents scénarios d’application, (6) la surveillance des eaux de ballast en cours de traitement et l’organisation conséquente à bord du bateau. Après évaluation, il semble que ce système soit une bonne alternative, à condition d’en réduire les coûts. Ceci peut se faire à condition d’utiliser le glutaraidéhyde en traitement secondaire. Quant aux risques environnementaux, ils dépendront des qualités de pH et de température du milieu récepteur car le glutaraldéhyde se transforme en dioxyde de carbone dans des systèmes aérés. Cette dégradation améliore la biodégradation naturelle du produit laquelle dépend des concentrations injectées dans le milieu.

Les tests effectués sur les biocides organiques ont révélé qu’il fallait rajouter des agents détoxifiants supplémentaires.

6.1.3. La chaleur

Bolch et Hallegraeff (1993) ont testé en laboratoire un chauffage de 400C pendant 30 à 90 secondes et ils ont observé la disparition de Gymnodinium catenatum et de Alexandrium tamarense. Reprenant leur expérience sur un navire avec un débit de 500 m3/heure et un chauffage à 400C pendant 8 minutes, ils ont obtenu la disparition de tous les organismes identifiés.

Cette technique, à priori peu coûteuse, serait mise en oeuvre durant les trajets, puisque l’on utiliserait l’excédent de chaleur produit par les moteurs du navire. L’expérience effectuée par les australiens sur le vraquier Iron Whyalla a montré que la meilleure manière d’utiliser cette chaleur excédentaire serait de chasser l’eau chauffée à 450C à travers les ballasts tout en laissant repartir le trop-plein. La température finale obtenue dépendrait évidemment des régions traversées. Dans le cas de ce navire et de températures océanes de 25-300C, le résultat serait de 35-380C après 48 h de chasse d’eau. Le résultat semble prometteur quant à la disparition de nombreux dinoflagellés, leurs kystes ainsi que sur Heterosigma akashiwo. Les kystes d’Alexandrium n’ont pas encore été testés (Rigby et Taylor, 1995).

Les navires nouvellement construits pourraient ainsi être équipés d’échangeurs de chaleur.

6.1.4. La filtration ou micro filtration

Pour retenir les microparticules dans les ouvertures, il faut installer un maillage extrêmement fin. Les nappes qui sont utilisées dans l’industrie pétrolière offshore peuvent traiter jusqu’à 5 000 m3/h. La taille des mailles est de 500 à 50 microns et les nappes font environ 3 à 4 m2. Il faut y intégrer un système automatique de nettoyage. Ces filtres sont relativement faciles d’emploi, mais leur coût semble prohibitif. Ces deux systèmes sont en acier inoxydable (Mùlier, 1995). un autre système de microfiltration installé près des pompes à eau de ballast a été proposé. Il consisterait en deux (ou plus) filtres “solides” de 300 microns suivis par deux (ou plus) filtres “fins” de 25 microns. On pourrait les réutiliser dans des bateaux existants ou incorporés à de nouveaux navires en construction. Une programmation automatique de nettoyage y serait incorporée.

La séparation cyclonique, simple et économique vise à séparer le liquide et le solide dans des fentes tangentielles et à les accélérer dans une chambre de séparation dans laquelle l’on recueille la fraction solide. Un débit de 2 900 m3/heure par unité de 3 000 kg peut être atteint. Les pompes du bateau peuvent s’avérer suffisantes. Aucune donnée ne permet de certifier que ce système est efficace pour le traitement des eaux de ballast (Mùller, 1995).

Les possibilités des systèmes de filtration vis-à-vis des eaux de ballast paraissent très importants mais ces systèmes seront longs à mettre en place du fait du coût et des changements structuraux à apporter aux navires (Mail et ai., 1998).

Leur efficacité dépend de la taille et de la morphologie des organismes. Ceux qui ont un petit rapport surface/volume sont moins sensibles aux radiations. Plus précisément, les bactéries gram (+) ont des capsules plus résistantes que les Gram (-), les virus nécessitent des doses similaires aux bactéries, les algues des doses supérieures à celles des bactéries à cause de leur taille et leur pigmentation. Les algues bleues sont particulièrement résistantes.

6.1.5. Les rayons ultra violets (MillIer, 1995) Le temps d’exposition et le taux d’irradiation sont très importants et dépendent des organismes. Ce procédé pourrait être mis en application à condition de séparer d’abord les organismes plus grands. On ne cannait pas à priori de produits dérivés, mais l’on ne sait pas s’il y a altération génétique des organismes.

Le traitement pourrait être mis en place au moment de la mise sur lest ou lors du déballastage.

6.1.6. L’ozone

Oemcke et Van Leeuwen (1998) ont étudié ce type de traitement. L’ozone paraît très intéressant à utiliser mais son utilisation seule ou en liaison avec une préfiltration dépendra du type d’organismes que l’on veut supprimer. En effet, l’ozone seul est efficace sur quelques types de dinoflageiiés, des amibes, des bactéries et des virus lorsque le traitement est effectué à bord pendant le transit. Par contre, si l’on traite lors de la mise sur lest, l’ozone n’est plus efficace sur les dinoflagellés. L’ozone n’est pas non plus efficace sur les kystes de dinoflageliés (en particulier Gymnodinium catenatum). Mais l’ozone peut être intéressant pour se débarrasser de Vibrio cholerae, par exemple.

Une préfiltration est souvent nécessaire (maille < 30 pm selon Oemcke et Van Leeuwen) mais ne peut se faire qu’au cours de la mise sur lest. L’ozonation peut être utilisée avec la chaleur pour se débarrasser de bactéries végétatives qui résistent, mais il faut un système de recirculation pour obtenir une efficacité maximale.

Les oxydants résiduels sont très faibles et ne contribuent donc pas à la corrosion des réservoirs par contre ils le deviennent si le traitement se fait en transit avec une mise sur lest par pompage en continu et avec un système hydraulique déficient.

L’ozone semble idéal pour un traitement lors du transit aucun élément chimique à manipuler et une certaine capacité résiduelle de désinfection.

Dans le cas de l’eau douce, il faut utiliser des doses beaucoup plus faciles et se soucier de la conception des réservoirs car la corrosion est beaucoup plus importante.

Dans la liste des méthodes également utilisables, nous pouvons rajouter les ultrasons, l’anoxie et les antifoulings. Il semble qu’aucun traitement ne soit efficace seul. Il faudrait par exemple commencer par une filtration ou une séparation cyclonique puis continuer par une désinfection ou un traitement physique. Kerr (1993) souligne qu’il faut bien faire attention à la phase la mieux adaptée au traitement lors du ballastage ou de déballastage. Ainsi, les australiens ont envisagé trois possibilités traitement à bord, traitement au port, traitement à terre. Leurs conclusions ont été les suivantes

Bien qu’il soit maintenant établi que les eaux de ballast constituent un vecteur important d’introduction d’espèces indésirables dans les zones côtières, il n’existe pas d’obligations réglementaires internationales pour minimiser ou supprimer les risques induits par cette pratique.

L’IMO dans son “Guide de recommandations volontaires” (résolution 50, 1997) avait préconisé sept options qui pourraient être efficaces mais qui n’ont pas malheureusement de poids réglementaire:

Le changement d’eau de ballast en haute mer n’est pas toujours possible dans l’état actuel des choses, comme nous l’avons vu ci-dessus. Les considérations environnementales ne sont pas prises en compte la plupart du temps par les transporteurs, d’autant que l’on ne peut pas arguer d’un péril mortel immédiat.

Un certain nombre de ports ont toutefois pris des mesures réglementaires interdisant le rejet de sédiments dans le port, et imposant le dépôt à terre. Il s’agit de Londres, Los Angeles, les ports canadiens des Grands Lacs et du Saint-Laurent, Melbourne. les contraintes d’espace à bord n’autorisent que les traitements les moins efficaces, les solutions de traitement à terre et au port sont toutes deux réalistes pour méthodes de traitement, dont la filtration. Elles sont les moins coûteuses, une étape de filtration est nécessaire pour éliminer les organismes résistants pour plusieurs méthodes biocides, la mise à terre des résidus de traitement est tout à fait appropriée. plusieurs

6.2. Recommandations aux navires et gestion des pratiques du ballastage

• ne pas relâcher les eaux de ballast • changer les eaux de ballast et rejeter les sédiments en pleine mer ou dans des zones désignées par les autorités portuaires • changer les pratiques pour diminuer le pompage d’eau contaminée ou de sédiment pendant les opérations de mise sur lest • changer les pratiques pour diminuer le rejet d’eau contaminée ou de sédiment pendant le déballastage • rejeter les eaux de ballast dans des lieux appropriés pour le traitement ou le contrôle • adopter des traitements approuvés par les autorités portuaires • s’assurer que les eaux et sédiments venant du port d’origine sont exempts d’organismes indésirables

Les australiens Rigby et aI. (1991) pensent que la gestion des navires doit se faire, en envisageant les données suivantes:

la quantité d’eau transportée le port d’origine ou dernier port d’attache et le port de déballastage la technique et la vitesse de déballastage la forme et la taille des ballasts les mises sur lest et les déballastages précédemment effectués par le navire la capacité de rétention des organismes par le sédiment présent dans les eaux de ballast

L’Australie est le seul pays qui ait poussé la réflexion suffisamment loin sur ce phénomène, aussi bien sur les conséquences, les solutions techniques, la gestion possible des pratiques que sur les coûts induits. La plus grande partie des informations de ce chapitre est directement issue de leurs rapports (A.Q.l.S., 1993).

6.2.1. Solutions techniques

- Sur les ballasts eux-mêmes

Elles sont difficiles à mettre en oeuvre, particulièrement pour les ballasts de fond. L’idéal qui consisterait à disposer de ballasts à parois internes lisses est quasiment irréalisable sans compliquer à l’excès les structures et donc au tèHesc~6Ûfsid&Enstruction. De plus, c’est impossible pour les ballasts des extrémités. Le système des cales servant de ballast est séduisant mais il ne permet pas de faire face à toutes les situations en mer ou au port.

Le principe du “ slop tank ” adopté sur les pétroliers pourrait être mis en oeuvre pour recueillir les sédiments mais il suppose l’interdépendance des ballasts ou des tuyauteries supplémentaires. De plus es systèmes de nettoyage des ballasts n’existent pas sur tous les navires (il faut pouvoir remettre les sédiments en suspension)

- Sur l’eau

Les solutions préconisées pour l’eau sont développées dans le paragraphe 2 et nous permettent de conclure qu’une bonne partie des solutions techniques envisageables est inapplicable sur les navires existants.

6.2.2. Modification des pratiques

Le ballastage et le déballastage en haute mer présentent plus de sécurité et d’efficacité (eau propre, pauvre en organismes), mais nous avons vu que ce n’est pas toujours possible.

La pratique la moins dommageable dans les conditions actuelles paraît être de prendre un minimum d’eau côtière pour assurer la manoeuvrabilité du bâtiment et compléter en pleine mer. On eut également garder une réserve mobile d’eau propre (suppose l’interdépendance des ballasts, peu fréquente de nos jours) ou s’approvisionner en eau traitée dans les ports, ce qui pose un problème de coût : les calculs australiens montrent que le traitement d’eau d’un vraquier de 150 000 t est de 540 dollars/m3/an.

En attendant un changement dans la conception des navires (orifices de remplissage multiples, orme et structure des ballasts, procédures de nettoyage, tuyauteries, accès, traitement de surface) il ne reste que la modification des pratiques.

Si une réglementation internationale voit le jour, il faudra une stratégie de gestion des pratiques incluant des systèmes de surveillance et de contrôle. Deux pistes paraissent intéressantes:

- un registre international sur les ballasts (Log book) - l’installation sur chaque navire d’une boîte noire, comme pour les aéronefs, laquelle noterait entre autres les opérations sur les ballasts ainsi que l’état des structures de la coque.

De manière générale, plus un bateau transite souvent dans un port, plus vite il adopte la technologie et les régies instituées par les autorités de ce port (Gollamudi et Randall, 1995).

7 - ACTIONS ENVISAGEABLES POUVANT CONSTITUER LA PROPOSITION DE LA FRANCE

7.1. Evaluation des risques

7.1.1. Par rapport à l’origine des navires (dernière escale)

Le travail réalisé en Charente-Maritime ne constitue qu’une exploration préliminaire du sujet. Il serait nécessaire pour instaurer des mesures efficaces de développer ce type d’enquête sur les grands ports, au moins Marseille et Le Havre, qui accueillent sans doute le plus de navires sur lest. L’informatisation des manifestes permet de le faire rapidement. Il serait ainsi possible d’établir des typologies par catégorie de navire et par région d’origine.

Les informations, croisées avec celles disponibles sur les apparitions phytoplanctoniques toxiques, permettraient dans de nombreux cas, de définir des régions ou des périodes à risques pour le déversement d’eaux de ballast en milieu côtier.

7.1.2. Par rapport aux organismeS transportés

Des campagnes d’échantillonnage dans les ballasts doivent être menées afin de rechercher les espèces indésirables, leurs formes de résistance, leur possibilités d’implantation dans les zones côtières françaises.

En effet, certains ports sont à proximité de zones conchylicoles importantes Sète pour le bassin de Thau, La Rochelle pour Marennes-Olérons, Le Havre pour le bassin normand (Baie des Veys, Cotentin).

7.2. Propositions techniques

Au vu de ce qui précède, il paraîtrait logique d’interdire les rejets directs d’eau de ballasts dans les zones côtières conchylicoles.

Lors du colloque du CIEM sur les eaux de ballast (à Llandudno du 12 au 14 avril 1999) il a été établi quel les trois principaux vecteurs d’introduction d’organismes indésirables sont les transferts de coquillages, le fouling sur les coques et les eaux de ballast. Il faut garder à l’esprit que l’apparition i’épizooties liées à ces pratiques entraîne à chaque fois des mortalités massives des cheptels (aucun moyen de les isoler contrairement aux animaux terrestres) des disparitions d’entreprises et des pertes i’emplois, ce qui met à mal le tissu socio-économique des régions côtières (secteur tertiaire compris).

7.2.1. Dans les pratiques

Pour les ports intérieurs, nécessitant des remontées de fleuves sur lest (Rochefort, Nantes, Rouen,...) il serait avisé de faire transiter les eaux de ballast par des structures intermédiaires “ bassins, réservoirs, lagunes ” dans lesquelles elles seraient traitées.

Le coût de ces opérations pourrait être financé suivant le principe pollueur-payeur appliqué en eau douce (Agences de bassin).

Une cartographie des zones possibles de ballastage/déballastage au large des côtes françaises devrait être établie en tenant compte des courants, afin d’éviter l’arrivée de ces eaux (et de leur contenu éventuel) à la côte.

7.2.2. Dans les procédés

Les procédés d’électrochloration (fabrication d’Hypochlorite à partir du chlorure de sodium de l’eau de mer) pourrait être mis en oeuvre sur les navires eux-mêmes, les qualités biocides de cette molécule ~tant bien connues. Il faudrait tester la faisabilité du procédé et ses inconvénients éventuels.

Conclusion

L’augmentation des échanges commerciaux dans le monde et les exigences de rentabilité font que es transporteurs maritimes cherchent à réduire les opérations de chargement et de déchargement, i’escales, etc... Dans ce contexte les pratiques du ballastage comptent peu et sauf exception, sont très peu réglementées. Par ailleurs les recherches concernant les impacts de ces pratiques, sur les milieux littoraux, en particulier, sont pour le moment peu coordonnées. Parmi les conséquences néfastes des déversements incontrôlés d’eaux de ballasts, les introductions d’espèces phytoplanctoniques toxiques constituent le risque le plus important les apparitions désormais régulières de ces mêmes espèces introduites dans les eaux côtières australiennes en sont le meilleur exemple.

Le tissu socio économique aquacole français est particulièrement dense et l’introduction de nouvelles espèces toxiques de phytoplancton pourrait mettre à mal l’économie de zones entières du littoral, par les fermetures brutales qu’elles entraînent.

L’enquête réalisée dans cette étude montre que les navires faisant escale en Charente-Maritime viennent du monde entier. Les possibilités d’introduction d’espèces vivantes néfastes sont donc très étendues. Cependant le fort pourcentage de navires venant de la péninsule ibérique, connue pour ses efflorescences toxiques, augmente le risque de voir transporter et relarguer sur les côtes charentaises des espèces nuisibles aux consommateurs, aux animaux en élevage ou à la vie marine en général.

Le risque est aussi élevé que celui induit par les transferts sans précaution de coquillages d’une région ou d’un pays à l’autre, vecteur également bien connu d’introduction d’espèces indésirables.

Jusqu’ici, ce problème n’a pas suscité en France d’interrogations sur sa gravité, et les conséquences sanitaires et socio-économiques qu’il peut avoir sur le littoral. Les fermetures répétées de zones en Bretagne et surtout les récents évènements méditerranéens montrent l’urgence qu il y a à sensibiliser tous les acteurs de la vie littorale pouvoirs publics, collectivités, groupes socioprofessionnels, gestionnaires de ports, transporteurs maritimes, scientifiques...).

L’implication de la France dans ce problème international pourrait se faire à deux niveaux :

- en interne avec : 10) un débat sur le sujet pour définir entre organismes scientifiques les recherches nécessaires (vecteurs d’introduction, conditions d’implantation d’espèces indésirables, etc...). 20) la recherche de solutions techniques et l’établissement de réglementations spécifiques (administration, services techniques, autorités portuaires en liaison avec les scientifiques).

- en externe, par l’adhésion aux groupes de travail internationaux sur ce sujet, notamment pour l’élaboration des réglementations (définition de zones à risques, pratique du déballastage, lutte contre les transferts d’espèces nuisibles...).