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Les rivières urbaines et leur pollution

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Laurence Lestel
, 
Catherine Carré

Chapitre 6 - Intercomparaison : des rivières sous contrôle, mais en quel état ?

Michel Meybeck, Laurence Lestel, Karin Winklhöfer, Luigi Viganò, Olivier Evrard, Philippe Bonté, Évelyne Tales, Jérôme Belliard, Sarah Beslagic, Fabrizio Stefani, Gianni Tartari, Christian Wolter et Catherine Carré

Texte intégral

Un exemple de trajectoire environnementale : la contamination métallique de la Seine, la Spree, la Senne et le Lambro (1950-2010)

Michel Meybeck, Laurence Lestel, Karin Winklhöfer, Luigi Viganò, Olivier Evrard, Philippe Bonté

1La contamination des rivières par les métaux non ferreux est une préoccupation récente des suivis institutionnels de la qualité des eaux. Avant 1970, les moyens analytiques et les connaissances scientifiques sur les sources, le devenir et la toxicité de ces éléments étaient très limités. C’est la mise en évidence au Japon de l’empoisonnement par le mercure (maladie de Minamata) et par le cadmium (maladie d’Itai-Itai) qui a mené à une prise de conscience mondiale de ces problèmes (Nogawa, 1981). Suivant les travaux pionniers de Patterson sur la contamination des milieux par le plomb, les premiers inventaires de contamination métallique de Müller et Forstner (1973) ont montré l’affinité des métaux pour les particules les plus fines et leurs niveaux très élevés dans les sédiments fluviaux par rapport aux niveaux naturels trouvés dans les sols et les roches avoisinants. Après ces travaux sur les sédiments et sur les matières en suspension (MES) qui transportent la plus grande part des contaminants, les institutions en charge de la surveillance environnementale en France ont commencé, dans les années 1980, à mesurer ces contaminants sur des supports variés : eau brute, eau filtrée, MES, sédiments, mousses aquatiques, mollusques, voire poissons. Cependant, c’est l’analyse des sédiments fins ou tamisés qui reste privilégiée, pour sa relative facilité de prélèvement et de traitement par rapport aux autres médiums analysés ainsi que pour sa fiabilité.

2Les sédiments superficiels, déposés dans les lits mineurs et majeurs, conservent presque intacte la mémoire des contaminations anciennes et forment de véritables archives sédimentaires. Prélevés par carottage, ils permettent de reconstituer l’évolution de ces contaminations. Dans les systèmes fluviaux, de telles archives se trouvent dans les plaines d’inondation, les lacs, les vasières d’estuaires, les bras morts et aussi dans les réservoirs artificiels : barrages et écluses non curés, etc. Les carottes de sédiments prélevées dans ces sites sont découpées en tranches fines, datées et analysées pour les contaminants particulaires, les métaux et parfois des micropolluants organiques peu solubles comme les polychlorobiphényls (PCB) et les hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP).

3Dans ce projet, nous avons pu comparer les contaminations par quatre métaux — le cadmium (Cd), le cuivre (Cu), le plomb (Pb) et le zinc (Zn) — de carottes prélevées à l’aval de Berlin sur la Spree, de Milan sur le Lambro, de Bruxelles sur la Senne et, enfin, de Paris sur la Seine. Certaines de ces carottes permettent de reconstituer les trajectoires de contamination depuis plus d’un siècle, d’autres depuis 40-50 ans. Dans tous les cas, ces séquences sédimentaires permettent de remonter bien avant le début des surveillances environnementales pour les métaux. Nous pouvons alors nous poser cinq questions.

4Quelles sont les origines des métaux dans le système fluvial urbanisé ?

5Quelles sont les approches méthodologiques qui permettent de juger de la contamination métallique en milieu fluvial ?

6Quels sont les éléments métalliques qui témoignent le mieux de l’activité urbaine ?

7Les trajectoires de contamination sont-elles semblables entre les quatre villes ?

8Peut-on les relier à l’activité urbaine, tant domestique qu’industrielle, et/ou à l’effort de protection de l’environnement ?

Origines et transferts de métaux dans le couple ville-fleuve

9Nous adoptons ici une forme d’analyse courante lors de l’étude des systèmes fluviaux. Elle consiste en l’identification des « sources, des transferts et des puits », c’est-à-dire des apports naturels ou anthropiques, des transports et du stockage des particules métallifères. La circulation des apports naturels de ces particules dans le réseau fluvial est comparée à celle résultant de l’usage humain des métaux et des produits en contenant. Ces usages sont à l’origine de fuites vers l’atmosphère, les sols, le milieu fluvial qui constituent des sources non naturelles de métaux (Thévenot et al., 2007 ; Meybeck, 2013). En l’absence de toute activité humaine, les métaux transportés par la rivière proviennent de l’érosion des sols et des roches du bassin versant, depuis les têtes de bassin. Ce transport des métaux lourds s’effectue essentiellement sous forme particulaire, les particules les plus fines étant les plus enrichies. Pendant leur transfert fluvial, les particules se déposent en partie dans les zones humides, les lacs et les réservoirs où elles vont constituer des archives sédimentaires susceptibles d’être collectées par carottage.

10Les sources anthropiques de ces substances sont multiples. La part de métaux provenant de l’agriculture est faible par rapport aux sources industrielles et domestiques, même s’il ne faut pas négliger les apports en cuivre dans les vignobles et ceux de cadmium présents dans les phosphates utilisés comme engrais. Les rejets urbains (industriels et domestiques confondus) comprennent des émissions atmosphériques qui se produisent notamment lors de la combustion de combustibles fossiles (charbon, pétrole) pouvant contenir Cd et Hg (mercure). Le ruissellement de l’eau en milieu urbain sur les chaussées (Zn, Pb) ou sur les toits (Zn) peut également générer des quantités appréciables de métaux. Les rejets domestiques contiennent eux aussi de nombreux métaux de provenances très diverses, difficiles à quantifier (peintures, piles…). Dans beaucoup de villes le tissu urbain mêle les secteurs résidentiels et industriels. Au xixsiècle, on y trouvait aussi des ateliers utilisant des métaux dont les rejets étaient souvent directement raccordés aux effluents domestiques : fabrication de feutres (Hg), de pigments (tous métaux), traitement de surfaces (Cd, Hg)… Enfin, certains secteurs industriels génèrent des rejets très riches en métaux (métallurgie, industrie automobile, chimie lourde) qui dépendent des processus industriels, telles les chambres de plomb utilisées pour la fabrication de l’acide sulfurique. Les procédés les plus polluants ont été progressivement abandonnés ou interdits (Lestel, 2012).

11Ces effluents chargés en métaux ont longtemps été déversés directement dans le milieu fluvial récepteur. Collectés par les égouts, ils ont pu être envoyés dans les champs d’épandage situés en périphérie des villes (Paris, Berlin, Milan). Les sols cultivés retenaient alors la matière organique des effluents mais aussi les métaux qui pouvaient y être associés. Dans les dispositifs actuels des stations d’épuration, le traitement génère des quantités énormes de boues qui piègent en partie les métaux. Ces boues séchées ont été longtemps épandues dans les champs comme fertilisants (de l'ordre de 41 000 tonnes par an vers 2000). Depuis la fin des années 1970, le syndicat interdépartemental d’assainissement pour l’agglomération parisienne (SIAAP) procède à des contrôles très fréquents des teneurs en métaux de ces boues à la sortie de la station d’épuration d’Achères (Seine aval) pour vérifier leur conformité pour un épandage agricole : c’est la plus longue chronique de teneurs en métaux de rejets urbains disponible en France. Parallèlement, les effluents industriels sont maintenant traités directement en sortie d’usine. Cependant, on retrouve encore des pollutions métalliques dues aux surverses d’orage des réseaux unitaires lors d’événements pluvieux importants, même si des dispositifs de stockage installés ces vingt dernières années ont largement réduit les quantités d’effluents urbains déversées, contribuant à une amélioration de l’état des cours d’eau.

12L’impact du métabolisme urbain sur la circulation des métaux dans un bassin fluvial et sa trajectoire peuvent être appréciés de différentes façons :

  • par l’analyse des boues des stations d’épuration ;

  • par l’analyse des effluents bruts et traités ;

  • par la comparaison des MES fluviales ou des sédiments fluviaux, en amont et en aval des villes.

13C’est cette dernière approche qui sera développée pour la comparaison des trajectoires de Paris, Berlin, Milan et Bruxelles. Cependant, il est essentiel de noter que ce tableau de la circulation des métaux de la ville au fleuve n’est qu’un décor extérieur que s’appliquent à décrire les chimistes de l’environnement (Thévenot et al., 2007) : 90 à 99,9 % de la circulation des métaux sur le territoire d’un bassin versant s’effectue en fait par les importations/exportations de matériaux et le recyclage de métaux (Meybeck et al., 2007).

Approches méthodologiques de la contamination en métaux du milieu fluvial

14Contrairement à d’autres contaminants comme les PCB, les métaux se trouvent présents naturellement dans les roches et les sols en très faibles quantités, exprimées en µg/g ou parties par million (ppm). Ces teneurs de bruit de fond naturel (bdf) ne posent pas de problème aux organismes vivants, à l’exception des sites miniers où elles peuvent augmenter de plus d’un facteur mille. Plusieurs approches ont été pratiquées pour juger de la contamination métallique : l’enrichissement en métal dans l’échantillon de sédiment analysé (Me échantillon) par rapport au bruit de fond (Me bdf) et des seuils de toxicité sur les organismes aquatiques, déterminés par des études en laboratoire. Les facteurs d’enrichissement (EF = Me échantillon/Me bdf) ne suffisent pas pour juger du niveau de contamination, car la présence de matériaux inertes, quartz et calcite, ne contenant pas de métaux, conduit à diluer les concentrations mesurées. Il convient donc de tamiser les échantillons pour en éliminer la fraction grossière riche en sable quartzeux, puis de normaliser les teneurs en métaux à un élément caractéristique de la fraction fine, en général l’aluminium (Al), mais parfois le thorium (comme pour la carotte de la Senne).

15Le pionnier de l’étude de la contamination métallique, Müller (1979), a ainsi défini un indicateur d’enrichissement par rapport au bruit de fond géologique (Igeo), dont la progression est géométrique (tableau 6-1). Idéalement les bruits de fonds doivent être déterminés pour chaque élément à la station d’étude car ils sont susceptibles de varier naturellement suivant la composition géologique des bassins versants. En pratique, on utilise des bruits de fonds régionaux ou par bassin, déterminés sur des dépôts fluviaux anciens. À défaut, on utilise la valeur des shales, les roches sédimentaires fines issues des dépôts fluviaux, pour normer les concentrations. La normalisation des facteurs d’enrichissement permet de comparer les analyses de métaux effectuées sur des rivières différentes ou des matrices sédimentaires variées : EFnormé = (Me éch/Al éch)/ (Me bdf/Al bdf).

16Pour la Seine, nous disposons de travaux sur des carottes sédimentaires réalisés dans le cadre du programme Piren-Seine (Horowitz et al., 1999 ; Meybeck et al., 2007). Pour Berlin et la Spree, nous nous basons sur les travaux de Hoelzmann et Zellmer (2002). Pour Bruxelles et la Senne, nous disposons des travaux de Brion et al. (dans cet ouvrage). Enfin, pour Milan et le Lambro, nous avons bénéficié de l’analyse, par l’institut de recherches sur l’eau de Brugherio, d’une carotte prélevée en aval de Milan. Pour les quatre sites, nous disposons d’au moins une carotte située en aval de l’agglomération, intégratrice de sources de contamination multiples à l’amont de ce point. Pour la Seine, la Spree/Havel et la Senne, nous disposons, en plus, de carottes en amont et de profils amont-aval des contaminations des sédiments fluviaux, pris à la même période, qui permettent d’établir les variations spatiales de l’impact urbain.

Tableau 6-1. La classification Igeo de Müller (1979) concernant le degré de contamination des métaux sur des matrices particulaires (MES, sédiments récents, carottes sédimentaires).

Tableau 6-1. La           classification Igeo de Müller (1979) concernant le degré de           contamination des métaux sur des matrices particulaires (MES,           sédiments récents, carottes sédimentaires).

* Ce terme de toxique n'est pas basé sur des tests d'écotoxicité.

Analyse spatiale et temporelle de l’impact des agglomérations

Cas de la Seine et de Paris (1979-2005)

17De nombreux travaux du Piren-Seine mettent en évidence une contamination métallique avérée mais limitée de la Seine et de la Marne en amont de leur entrée dans l’agglomération parisienne (Horowitz et al., 1999 ; Grosbois et al., 2006), puis une augmentation progressive dans les sédiments déposés au passage de la rivière dans l’agglomération, d’autant plus importante que la présence de ces métaux est liée à l’anthropisation (Cd = Hg > Pb = Zn > Cu > Cr), et enfin, une stabilisation à l’aval de la confluence Seine-Oise. La contamination de l’ensemble de l’agglomération parisienne est estimée par l’analyse d’une carotte sédimentaire prélevée à Bouafles (figure 2-1). Les facteurs d’enrichissement observés vers 1995 sont directement proportionnels à la densité de population (dpop) moyenne des bassins versants aux stations de mesure, elle-même suivant un ordre hydrographique, depuis les plus petits ruisseaux des têtes de bassin (ordre hydrographique 1 : 1 < dpop < 20 hab./km2), les tributaires (ordres 4 à 5 : 50 < dpop < 80), les grands affluents de la Seine à leur confluence (ordre 6 : 80 < dpop < 150 ; Seine amont, Marne, Oise), jusqu’à l’aval de Paris (ordre 7 : dpop = 250 hab./km2). Le maximum de contamination est observé à l’aval de la confluence Seine-Oise à Conflans, qui est aussi le point de rejet des effluents traités par la station d’Achères (Seine aval). La figure 6-1 présente un schéma de la contamination fluviale, pour les différents métaux, par ordre hydrographique : l’impact de Paris et de l’agglomération parisienne est net.

18Ce profil suggère un lien direct entre les pressions — ici appréhendées par la densité de population — et la contamination des cours d’eau. Entre la confluence Seine-Marne et la confluence Seine-Oise, la densité de population moyenne double, passant de 120 à 240 hab./km2. Cependant, ce lien direct peut évoluer dans le temps comme le montre la figure 6-2 : le SIAAP observe depuis 1979 une décroissance très nette de la contamination de ses boues d’épuration par les métaux, particulièrement pour Hg, Cd, Pb et Zn (figure 6-2A). Les carottes prises à l’aval du bassin de la Seine ont enregistré la même évolution (Meybeck et al., 2007 ; Le Cloarec et al., 2011). La contamination métallique diminue pour tous les métaux à partir de 1965, alors même que la quantité de métaux utilisée en France continuait à croître (Meybeck et al., 2007 ; Lestel, 2012). Les raisons de la décroissance de la contamination de la Seine depuis 1960 sont multiples : d’abord une désindustrialisation de Paris et de sa banlieue, une délocalisation de certaines industries de recyclage comme celles qui traitent le plomb (Lestel, 2012) ; ensuite le remplacement de certains procédés industriels par des procédés économiquement plus rentables et/ou moins polluants ; et enfin un traitement de plus en plus poussé des eaux usées industrielles. Pour le mercure et le cadmium, on doit aussi mentionner les restrictions d’usage, de plus en plus strictes pour le mercure à partir de 1970 et pour le cadmium à partir de 1985. Lorsque l’on rapporte les quantités de métaux exportés en excès par la Seine depuis 1950 à la population du bassin amont (figure 6-2B), on observe que les rejets per capita ont des niveaux et des trajectoires différenciés par métaux. Le taux de fuite, défini par le rapport de la quantité estimée de métaux en circulation dans le bassin comparé aux flux exportés par la Seine, décroît nettement depuis 1960 pour tous les métaux étudiés (figure 6-2B) : aujourd’hui ces fuites sont nettement inférieures à 1 %, voire 1 ‰. Ces taux de fuite peuvent être présentés comme un indicateur de performance de la société dans son ensemble, vis-à-vis de la protection de son environnement (Meybeck, 2013).

Figure 6-1. Structure amont-aval de la contamination moyenne en Zn, Cu, Pb, Cd et Hg dans le bassin de la Seine (1994-1996) : facteurs d’enrichissement par rapport au bruit de fond naturel (EF).

Figure 6-1.             Structure amont-aval de la contamination moyenne en Zn, Cu, Pb, Cd             et Hg dans le bassin de la Seine (1994-1996) : facteurs             d’enrichissement par rapport au bruit de fond naturel (EF).

FR : bassins amont forestiers ; RU : cours d’eau ruraux ; OM : ordres moyens ; PU : cours d’eau périurbains ; UR : parcours urbain ; AP : aval de Paris ; ES : estuaire. Classes de contaminations Igeo de Müller (voir tableau 6-1).

Source : données Horowitz et al., 1999, sur sédiments déposés < 100 µm

19Lorsque l’impact de Paris sur la Seine est quantifié par le facteur d’enrichissement, analogue à l’Igeo utilisé en Allemagne, l’ordre de contamination est le suivant, allant des métaux les plus sensibles à l’activité urbaine (mercure) à ceux qui le sont le moins (nickel et cobalt) : Hg >> Cd >> Pb = Zn > Cu > Cr > Ni >> Co.

20Cependant, ces fuites ne considèrent que l’exportation fluviale vers le milieu récepteur final, ici l’estuaire de la Seine puis la Manche, alors que le bilan complet de la circulation des métaux doit aussi prendre en compte les quantités qui sont encore stockées dans les sols ou dans les sédiments lacustres, ainsi que dans les infrastructures urbaines.

Figure 6-2. Évolution de la contamination en métaux de la Seine.

Figure 6-2.             Évolution de la contamination en métaux de la Seine.

A. Décroissance de la contamination métallique générée par l’agglomération parisienne sur le milieu fluvial. Boues résiduelles de la station d’épuration d’Achères (Seine aval) 1979-2000, pour 8,5 millions d’habitants (données SIAAP). Échelles logarithmiques. Le décrochage en 1994-1996 est dû aux pompages d’eau dans la Seine pour les grands travaux de Paris.
B. Évolution des flux de métaux Hg, Cd, Cu, Pb et Zn, en excès des flux naturels, exportés par la Seine à son estuaire, rapportés à sa population (rejets per capita par an).

Source : Meybeck et al., 2007

Cas de Berlin et de la Spree/Havel

21La situation géographique de Berlin par rapport à son milieu hydrographique est plus complexe que celle de Paris vis-à-vis de la Seine. Les deux cours d’eau de l’agglomération berlinoise, la Spree qui se jette dans la Havel, sont interrompus par de nombreux lacs qui constituent autant de pièges à particules retenant les sédiments fluviaux plus ou moins contaminés qui transitent depuis l’amont. Certains de ces plans d’eau ont fait l’objet de carottages en vue de reconstituer la chronique des contaminations. Dans les années suivant la réunification de l’Allemagne, de grandes campagnes d’analyse de sédiments fluviaux ont été menées depuis l’amont des deux rivières jusqu’à la confluence Havel-Elbe, à l’aval de Berlin (Hoelzmann, 1998 ; Hoelzmann et Zellmer, 2002).

22Lorsque l’on considère avec plus d’attention le travail d’Hoelzmann et Zellmer (2002), on observe que l’indicateur de contamination — quel qu’il soit — peut être défini pour une station déterminée ou pour un tronçon fluvial (de 8 à 50 analyses ici). On peut donc calculer des moyennes, des médianes ou même des valeurs maximales de contamination. Ici nous avons considéré les médianes, sauf pour le mercure (valeurs maximales observées par secteur).

23La Spree et la Havel, comme la Seine, sont caractérisées par des taux d’érosion naturelle très limités. Les concentrations en MES sont également faibles, de l’ordre de 10 mg/L en moyenne. Les rejets métalliques sont donc très peu dilués : la Spree et la Seine sont structurellement très sensibles à la pollution pour des contaminants peu solubles (métaux, PCB, HAP). Toutefois, la structure spatiale de la contamination métallique à Berlin est différente de celle observée à Paris, en raison de la localisation des zones industrielles.

24Dans cette étude quatre métaux lourds (zinc, plomb, cadmium et cuivre) ont été privilégiés, pour lesquels on peut calculer un indicateur général Igeo par secteur, qui varie ici de 0,8 (niveau naturel théorique : 1) pour la valeur Havel amont (secteur Hi), à 4 et 4,5 pour la Havel aval Brandebourg (Hiv) et la Spree aval Berlin (Sv), soit une multiplication des teneurs de ces quatre métaux par un facteur de 25 à 40, en général. Ces secteurs et les valeurs de l’Igeo sont présentés pour le cuivre et le plomb sur la planche VI.

25La Spree amont dans le secteur de Bautzen-Cottbus (Sii), à plus de 200 kilomètres de Berlin, est déjà contaminée en Cd, Pb, Zn, au niveau 2 de l’indicateur Igeo, soit une amplification de 3 à 6 fois des niveaux naturels. La Spree abandonne une partie de ses métaux dans le secteur suivant (Siii, Spreewald) mais atteint déjà l’Igeo 3 à son entrée dans Berlin où elle passe au niveau 4 (amplification de 12 à 24) puis 6 (amplification > 48) (planche VI).

Planche VI. Profils de la contamination métallique normée (indicateur Igeo) dans les sédiments des secteurs fluviaux de la Spree (Si à Sv) et de la Havel (Hi à Hiv) à Berlin vers 1995.

Planche VI.             Profils de la contamination métallique normée (indicateur Igeo)             dans les sédiments des secteurs fluviaux de la Spree (Si à             Sv) et de la Havel (Hi à Hiv) à             Berlin vers 1995.

Sources : d’après Hoelzmann, 1998 ; Hoelzmann et Zellmer , 1999

26D’autres métaux potentiellement toxiques ont également été analysés, mais ils sont peu sensibles à l’impact de Berlin : le cobalt est toujours au niveau naturel de l’amont à l’aval de Berlin (Igeo < 1). Le nickel présente une contamination avérée mais non grave à l’amont de Berlin (secteurs Sii et Hii).

27Quant au mercure, il présente un comportement tout à fait différent de ceux des autres métaux : son indicateur de contamination est déjà très élevé en SI et en Hii, sur la base d’une teneur naturelle de 0,03 ppm dans les fleuves en général (Meybeck, 2013). Ce n’est pas une surprise dans la mesure où les sources domestiques, industrielles et atmosphériques (liées à la combustion des charbons) de cet élément ont conduit à sa dispersion dans l’environnement depuis longtemps et que sa persistance dans le milieu peut être longue, comme on peut l’observer dans la Seine (Meybeck et al., 2007). Le mercure n’est pas toujours inclus dans les indicateurs généraux de contamination car il n’est pas toujours mesuré. Son inclusion dans tout indice les dégrade d’une ou deux classes de qualité. Enfin, il faut noter que l’indicateur Igeo pour le mercure est complètement saturé : il est courant d’observer des facteurs d’enrichissement dans des sédiments de plus de 100. Il faudrait alors utiliser une classe 7 supplémentaire pour pouvoir en rendre compte de manière plus appropriée.

28En conclusion des deux études spatiales des impacts de Paris et de Berlin sur les métaux de leurs rivières réceptrices, vers 1995 dans les deux cas traités, nos observations montrent l’impact majeur des villes sur les niveaux et les transferts de métaux. Des taux de fuites qui peuvent être jugés comme faibles (1 à 10 %) ou minimes (1 ‰ à 1 %), au vu des quantités circulant dans le système, génèrent des niveaux de contamination avérés sur des rivières sensibles, comme la Seine et la Spree, où le transfert sédimentaire est très faible (10 t/km2/an contre 150 à 200 pour la moyenne mondiale). En comparaison, un taux de fuite équivalent à ceux de la Seine dans une rivière fortement chargée en sédiments, comme le Yang Tse ou le Mississipi, n’est que difficilement décelable.

29Le métabolisme urbain de Berlin et Paris vis-à-vis des métaux est très similaire, avec un ordre de contamination dans la Spree et la Seine à l’aval de ces villes très semblable, pour la même époque (1995) : Hg >> Cd ≥ Zn > Pb > Cu > Cr > Ni > Co = 0.

30Cet ordre de contamination est, rappelons-le, normé aux niveaux naturels. C’est en quelque sorte une mesure de l’écart entre les cycles naturels des éléments et les cycles contemporains qui définissent une nouvelle ère géologique : l’anthropocène. Le mercure et le cadmium en seraient dès lors d’excellents marqueurs (Meybeck, 2013).

Cas de la Senne et de Bruxelles

31L’impact de Bruxelles sur la Senne a été évalué par la comparaison de deux carottes prises à l’amont (Drogenbos) et à l’aval de l’agglomération (Eppegem). Bien que les sédiments de l’amont soient déjà contaminés, l’impact de Bruxelles est très marqué pour Cd > Pb > Cu > Zn > Co = Ni = Cr.

32D’autres éléments comme le baryum (Ba), le vanadium (V), l’arsenic (As) ne présentent aucun enrichissement lors du passage de la Senne dans Bruxelles. En revanche l’antimoine (Sb), très rarement analysé, présente une forte augmentation de l’ordre de huit fois.

33Il est important de noter que l’impact de Bruxelles, déterminé par le rapport Drogenbos/Eppegem n’est pas constant dans le temps : il décroît régulièrement depuis 1973, la base de la carotte, surtout pour le cadmium. Pour la plupart des éléments sensibles (Cd, Cu, Pb, Zn, Ni, Cr), la carotte aval d’Eppegem n’est en 2010 guère plus contaminée que la carotte amont de Drogenbos (figures 5-10 et 5-11).

Trajectoires comparées des métaux lourds particulaires à l’aval de Paris, Berlin (1900-2010), Milan et Bruxelles (1970-2010)

34Ces trajectoires ont été reconstituées grâce aux carottes prises à l’aval des villes. Pour Berlin, nous choisissons celle du lac Quenzsee à l’aval de Potsdam, dans le secteur Hiii, en amont de Brandenbourg (Hoelzmann et al., 2002, fraction fine < 20 µm). Les autres carottes sont celles prélevées pour la Seine à Bouafles (Meybeck et al., 2007), pour la Senne à Eppegem (Brion et al., cet ouvrage) et pour le Lambro à San Zenone (par l’institut de recherches sur l’eau de Brugherio, teneurs recalculées pour les fractions < 63 µm). Dans un premier temps, nous comparerons les niveaux maximum de contamination métallique, puis nous décrirons leur évolution temporelle.

Les niveaux maximum de contamination

35Les niveaux maximums de contamination des rivières des quatre villes s’établissent sur la base de teneurs en excès, c’est-à-dire des valeurs mesurées moins le bruit de fond naturel (bdf). Nous avons choisi un bdf (sachant que le bdf est propre à chaque métal) identique pour les quatre rivières, correspondant à un bassin fluvial européen dominé par les roches sédimentaires (selon Meybeck, 2013, pour une teneur en aluminium de 70 000 ppm dans les sédiments fluviaux).

36Pour la Spree et la Havel, les dates de plus fortes contaminations dépendent des métaux et s’étendent de 1963 (Cu) à 1990 (Pb, Cd, Zn). Après la chute du mur de Berlin et la réunification de l’Allemagne, la désindustrialisation générale a été accompagnée par une décroissance soudaine et marquée de la contamination (Vink et al., 1999), observable pour les deux rivières.

37Pour la Seine, plusieurs carottes réalisées dans la plaine alluviale à Bouafles vers l’exutoire du bassin (Meybeck et al., 2007 ; Le Cloarec et al., 2011) présentent des pics de contamination après la Seconde Guerre mondiale, vers 1960 en général, bien que le découpage de la carotte en tranche de cinq années environ (5 cm) ne permette pas de fixer une date précise. Comme nous l’avons évoqué plus haut, la décroissance des métaux dans les sédiments de la Seine présente des causes multiples, sans doute spécifiques au cadmium, au mercure, et au groupe plomb-zinc-cuivre.

38Les carottes du Lambro et de la Senne ne remontent que jusqu’à 1964 et 1973, respectivement. Dans ces deux cas, les fonds de carottes correspondent aux maximums de contamination enregistrés pour tous les éléments analysés, mais les maximums réels sont sans doute antérieurs et plus élevés.

39La comparaison des niveaux de contamination maximum atteints doit être réalisée individuellement pour chaque métal :

40Cuivre : Milan (1 200 ppm en 1964) > Berlin (700 ppm en 1963) > Paris (270 ppm en 1964) = Bruxelles (270 ppm en 1972)

41Plomb : Berlin (2 600 ppm en 1986) > Milan (1 400 ppm en 1964) > Bruxelles (700 ppm en 1972) > Paris (450 ppm en 1945)

42Zinc : Berlin (12 000 ppm en 1990) > Milan (3 500 ppm en 1963) > Bruxelles (1 300 ppm en 1974) > Paris (1 150 ppm en 1967)

43Cadmium : Berlin (38 ppm en 1990) > Paris (28 ppm en 1960) > Bruxelles (15,5 ppm en 1974)

44Si on considère que le maximum de contamination du Lambro a eu lieu avant qu’il ne soit enregistré dans la carotte sédimentaire dont la base remonte à 1964, on peut avancer que ce sont les activités industrielles de Milan et de Berlin qui ont eu l’impact le plus élevé sur leurs cours d’eau récepteurs. D’autre part, le maximum de Berlin est en général décalé dans le temps vers les années 1990. Ces niveaux maximums sont proches de la moyenne de la contamination des particules transportées dans les effluents urbains des années 1970-1980 (respectivement 2 300 ppm, 410 ppm, 3 000 ppm et 140 ppm pour Cu, Pb, Zn et Cd, selon Meybeck, 2013) (figure 6-3).

45Cette image de la contamination est structurellement floue, les particules analysées n’étant pas rigoureusement de mêmes natures : les dépôts de crues de carottes en plaine alluviale (Senne, Seine) constituent un mélange de particules provenant de l’amont avec d’autres particules d’origines plus locales ; pour les sédiments déposés dans les lits de rivières (Spree, Havel), nous avons calculé des médianes par secteur fluvial ; enfin, les carottes du Lambro et du lac Quenzsee peuvent aussi contenir des particules contaminées par des sources autres que Milan et Berlin, sans doute limitées. Lorsqu’une image à plus haute résolution est obtenue par des profils en long des rivières — 73 échantillons sur la Havel et 113 sur la Spree —, les valeurs maximales sur une station peuvent être de deux à quatre fois plus fortes que sur la moyenne de son secteur. Pour la Seine, une carotte prise au droit de l’écluse de Chatou, entre Paris et les rejets de la station d’épuration d’Achères (Seine aval), a révélé des teneurs en cadmium allant jusqu’à 50 ppm (Estèbe, 1996) reflétant l’impact de la surverse d’effluents par temps d’orage et/ou des sources industrielles très locales.

Les évolutions comparées des contaminations

46Les quatre rivières ont été extrêmement contaminées depuis plus de cinquante ans pour l’ensemble des métaux en raison des pressions urbaines et, surtout, des pressions industrielles et de la très faible dilution des rejets contaminés par la faible charge de matières en suspension observée sur ces quatre fleuves. La comparaison des carottes de sédiments prélevées dans les quatre systèmes fluviaux à l’aval des métropoles montre que la décontamination métallique y est aujourd'hui avérée à chaque fois, mais depuis des périodes qui varient d’une ville à l’autre et en fonction des métaux considérés : 1945 à 1963 pour la Seine, 1990 pour la Havel. Pour le Lambro et la Senne, l’archive sédimentaire ne permet pas de remonter au maximum de contamination, certainement antérieur aux niveaux enregistrés à la base des carottes prélevées (1964 et 1974).

47Les niveaux de métaux en excès après 2000 (partie supérieure des carottes sédimentaires) présentent un ordre de contamination très proche de celui qui est observé pour les maximums de contamination, indiquant que les trajectoires évoluent de façon parallèle (figure 6-3) :

48Cuivre : Milan > Berlin > Bruxelles > Paris

49Plomb : Berlin > Milan = Bruxelles > Paris

50Zinc : Berlin > Milan > Bruxelles > Paris

51Cadmium : Berlin > Bruxelles = Paris

Figure 6-3. Évolution comparée des teneurs en zinc, cuivre, plomb et cadmium, dans les archives sédimentaires de la Seine (aval de Paris), de la Havel (aval de Berlin), de la Senne (aval de Bruxelles) et du Lambro (aval de Milan).

Figure 6-3.             Évolution comparée des teneurs en zinc, cuivre, plomb et cadmium,             dans les archives sédimentaires de la Seine (aval de Paris), de la             Havel (aval de Berlin), de la Senne (aval de Bruxelles) et du             Lambro (aval de Milan).

La marque métallique du passé industriel des métropoles

52Les quatre agglomérations de Paris, Berlin, Milan et Bruxelles ont généré une contamination métallique extrême dans leurs cours d’eau respectifs (Seine, Spree et Havel, Lambro et Senne). Cette contamination a été soit documentée par des analyses directes de sédiments fluviaux (Seine et Spree-Havel), à partir de 1995, soit reconstruite à partir d’archives sédimentaires, les analyses de carottes couvrant des périodes de 40 à plus de 100 ans. Dans ces archives, il apparaît que le maximum de contamination est observé en général vers 1960 pour Paris (mais aussi sans doute pour Milan et Bruxelles) alors qu’il se poursuit jusqu’en 1990 pour Berlin. Les raisons de l’évolution de la contamination sont complexes et multiples, car elles sont liées à l’histoire politique, économique et environnementale des quatre villes. La désindustrialisation et le traitement des effluents urbains, qui sont intervenus à des époques variables selon les villes, sont les deux causes principales de cette évolution.

53Les niveaux de contamination maximale atteints pour le cadmium, le mercure, le plomb, le cuivre et le zinc ont été du même ordre de grandeur que ceux mesurés entre 1970 et 1990 dans les effluents urbains bruts des agglomérations européennes et nord-américaines : à l’aval des quatre villes, les rivières étaient sans doute aussi toxiques que des eaux d’égout. Les cours d’eau de notre étude, structurellement très sensibles aux apports de contaminants particulaires, au vu de leur très faible capacité de dilution par des transports solides naturels, sont d’autant plus impactés. Les sédiments charriés par les fleuves à forte turbidité, comme le Mississippi, le Rhône ou le Yang Tse, présenteront des niveaux de contamination beaucoup plus faibles même si les pressions anthropiques sont identiques dans leur bassin versant. Les sédiments fluviaux intègrent ainsi le métabolisme urbain, mais les origines exactes, par secteur urbain ou par usage de produits contenant des métaux, sont très difficiles à établir compte tenu des incertitudes sur les usages et de l’inadaptation des comptes statistiques et/ou économiques des pays à ce type d’analyse environnementale (voir Lestel et al., 2007 ; Lestel 2012). En bilan de masse — tonnes rejetées et transportées par la rivière chaque année ou rapportées à la population amont (g/capita/an) — les métaux lourds les plus rejetés sont pratiquement dans le même ordre dans toutes les villes étudiées, en les considérant au maximum de leur contamination : Zn > Pb ≥ Cu > Cr > Ni > Cd = As > Hg.

54Cette séquence reflète sans doute le métabolisme urbain, la ville et ses industries associées, en l’absence de toute régulation environnementale. Il serait intéressant de disposer de comparaisons avec des villes d’autres continents ayant une histoire économique et environnementale différente. Toutefois, cette séquence ne reflète pas l’impact des villes sur les cycles biogéochimiques qui sont modifiés durant l’anthropocène tel que défini par Crutzen (2000) : l’anthropocène peut se définir comme l’époque où, à l’échelle globale, les flux de matière et d’énergie générés par l’homme sont équivalents aux flux naturels, comme pour le CO2 atmosphérique. La mesure de l’impact humain à l’anthropocène pourrait être le rapport des teneurs en métaux transportés par les rivières sur les teneurs naturelles (le facteur d’enrichissement). Dans le cas des métaux étudiés ici, la perturbation des cycles naturels par les grandes villes s’effectue alors dans un ordre bien différent, identique d’ailleurs à celui observé dans l’échantillon des fleuves du monde entier (Meybeck 2013) : Hg >> Cd >> Zn ≥ Pb > Cu >> Ni = Cr = As.

55Depuis les années 1970 pour le mercure, et en 1995 pour le cadmium, l’usage de ces deux métaux les plus toxiques a été plus strictement régulé à l’échelle de la Communauté européenne, ce qui a contribué à leur décontamination dans les sédiments fluviaux. Cependant, il reste un héritage : les niveaux de contamination dans les sols alluviaux, enfouis vers 30 centimètres ou encore plus profondément, et ceux dans les sols et remblais ou dans certains sols agricoles soumis à l’épandage des boues urbaines avant 1990 peuvent constituer un problème à long terme, d’autant que les normes imposées pour les sols agricoles sont beaucoup plus restrictives qu’il y a 40 ans.

56Terminons sur la nécessaire analyse à long terme de la contamination métallique. Elle nous semble déterminante car la contamination, initiée il y a plusieurs siècles, a connu une première phase d’accélération à la fin du xixsiècle avec l’industrialisation et l’usage du charbon, comme le montre l’étude d’une carotte sédimentaire sur la Loire (Grosbois et al., 2012), puis une deuxième phase après 1945. La décontamination peut être précoce : pour certains éléments le maximum de contamination est observé avant 1940, comme pour l’arsenic dans la Seine (Meybeck et al., 2007), ou tardive, vers 1990 dans la Spree et l’Elbe. La surveillance environnementale, qui ne s’est mise en place que vers 1985-1995, n’a capturé qu’une petite partie de cette longue évolution : les trajectoires de l’impact environnemental des rejets en métaux des villes doivent être envisagées sur plus d’un siècle et ne peuvent donc s’écrire qu’en combinant des sources écrites et des archives sédimentaires.

Réponse des peuplements de poissons à l’urbanisation et aux altérations anthropiques à long terme des cours d’eau

Évelyne Tales, Jérôme Belliard, Sarah Beslagic, Fabrizio Stefani, Gianni Tartari, Christian Wolter

57Actuellement, plus de la moitié de la population mondiale vit en milieu urbain et cette proportion atteint près de 80 % dans les régions les plus développées du monde. Par ailleurs il est prévu que le nombre d’habitants des villes dans le monde augmente de 2,6 milliards d’ici 2050 (UN, 2012). Une des conséquences de cette urbanisation est l’accroissement de la demande locale en eau douce et par conséquent, l’aménagement des écosystèmes aquatiques pour la satisfaire, ce qui entraîne souvent leur altération.

58Les écosystèmes urbains ont longtemps été négligés par les écologues parce qu’ils étaient considérés comme des systèmes naturels dégradés, de faible valeur écologique. Ceci vaut pour les cours d’eau urbains, dénués d’intérêt comme objets d’études en écologie jusqu’à récemment (Francis, 2012). Cependant, dans l’Union européenne, la publication de la directive-cadre sur l’eau a obligé les gestionnaires des milieux aquatiques à qualifier toutes les masses d’eau. L’obligation d’atteinte du bon état pour 2015 pour toutes les masses d’eau a constitué un défi pour celles qui étaient le plus dégradées. Cet objectif a nécessité de définir des conditions de référence pour les milieux aquatiques. Une analyse des données historiques peut permettre de reconstruire les trajectoires des milieux aquatiques en liaison avec les impacts anthropiques.

59Dans cette étude, la comparaison de l’évolution de trois grandes villes, Paris, Milan et Berlin, et leur impact sur les cours d’eau qui les traversent, la Seine, le Lambro et la Spree est menée relativement aux peuplements de poissons. Le cas de la Senne bruxelloise ne peut pas être traité, compte tenu de son évolution historique particulière. Entièrement recouverte depuis le début du xxsiècle, elle n’héberge plus du tout de poissons (IBGE, 2009).

Territoires et milieux aquatiques

60Les trois cas étudiés sont comparables, de par l’importance de la taille de la ville relativement à celle des cours d’eau (voir le tableau 1-1). Néanmoins des différences sont notables. Les agglomérations de Berlin et de Milan, à la différence de Paris, ne sont pas seulement traversées par un cours d’eau principal. À Berlin, 6,7 % de la surface de l’agglomération est occupée par des milieux aquatiques plus ou moins connectés entre eux. Les trois grands lacs, Müggelsee (743 ha), Tegeler See (384 ha) et Wannsee (276 ha) sont reliés par des cours d’eau, la Spree, la Havel et la Dahme (au linéaire respectif dans la traversée de la ville de 45, 27 et 16 km) mais aussi par des canaux. La ville de Milan est située entre deux cours d’eau, le Lambro et son affluent, le Lambro méridional (aussi appelé Olona dans sa partie supérieure). D’anciens canaux artificiels, les naviglii, sont nombreux à parcourir la ville, alimentés par deux affluents principaux du Pô : depuis l’ouest, le Tessin et depuis l’est, l’Adda. L’implantation de Milan au milieu d’une plaine plutôt que sur les berges du Lambro est due à la présence d’une importante nappe phréatique. À l’inverse, la situation hydrographique de Paris est beaucoup plus simple. L’axe majeur est constitué par la Seine, recevant deux tributaires, en amont la Marne et en aval de la ville, l’Oise. Des milieux aquatiques artificiels sont également présents, canaux, étangs ou ballastières en eau, mais ils sont isolés de la Seine, à l’exception du canal Saint-Martin.

61Dans tous les cas, l’impact de la ville se mesure relativement à la taille du cours d’eau, la quantité de population n’ayant pas de sens propre. La pression anthropique exercée, tous usages confondus (industriels et domestiques), peut être estimée à l’aide d’indicateurs globaux tels que la quantité d’eau disponible par habitant. En calculant le ratio du débit moyen annuel divisé par le nombre d’habitants, Berlin semble être la ville pour laquelle la pression est la plus forte (913 litres par habitant et par jour) suivie par Milan (1 625 L/hbts/j) et Paris (2 419 L/hbts/j). Cette estimation n’est qu’une indication globale qui ne tient pas compte notamment des transports d’eau et de l’utilisation des eaux souterraines comme source d’eau potable. Elle permet toutefois de conclure qu’aucune des trois villes n’est proche de la situation de pénurie, celle-ci étant définie en dessous du seuil de 100 litres par habitant et par jour, indépendamment de la qualité de la ressource en eau (McDonald et al., 2011).

Évolution de l’urbanisation et des pressions anthropiques

62La forte urbanisation des villes influence les écosystèmes aquatiques. Les changements d’occupation des sols ainsi que l’accroissement de la population et des activités au sein des villes entraînent des altérations de la qualité des eaux et de la qualité hydromorphologique des milieux. Le processus d’urbanisation est premièrement associé à un fort accroissement de la population. Si au début, ce sont les villes elles-mêmes qui grossissent, par la suite l’installation de la population se fait à leur périphérie. Ainsi, les limites des villes s’étendent progressivement. Ce phénomène est observé à Paris dès les années 1840, pendant lesquelles la population parisienne excédait un million d’habitants alors que les banlieues en comptaient déjà 400 000 (Barles, 2007). Actuellement, la population de l’agglomération parisienne continue d’augmenter tandis que celle de Paris intra-muros est stable depuis plusieurs décennies.

63Dans le bassin du Lambro, la population totale est passée de 1,1 million à 2,6 millions d’habitants entre 1861 et la Seconde Guerre mondiale. Depuis, la population a de nouveau doublé durant la période de boom économique, atteignant 4,9 millions d’habitants en 2001. Pendant la première période, Milan est la zone la plus peuplée du bassin versant. Après la Seconde Guerre mondiale, la pression urbaine se développe surtout dans la région nord de Milan. Ainsi, jusque dans les années 1950, elle s’exerce sur le Lambro au sein de la zone urbaine de Milan alors qu’actuellement, c’est dans les régions nord que le Lambro est impacté, beaucoup plus que dans la ville elle-même.

64La ville jumelle Cölln et Berlin (mentionnées pour la première fois respectivement en 1237 et 1244) a été fondée à l’aplomb d’un gué sur la Spree. À partir d’une petite implantation à la frontière du territoire des tribus slaves, Berlin a développé un centre urbain d’une surface de 892 km2 autour de la basse Spree, près de la confluence avec la Havel, sa population étant passée de 284 000 habitants en 1837 à 3,46 millions en 2010 (Amt für Statistik Berlin-Brandenburg, 2011).

65Avec l’augmentation de la population urbaine se pose le problème de l’élimination de déchets en quantité. Se débarrasser des déchets dans les rivières constitue un moyen traditionnel d’élimination des eaux usées et des déchets domestiques quand les précipitations sont suffisantes. Tandis que dans la plupart des sociétés traditionnelles, basées sur l’activité agricole, les déchets domestiques et les matières fécales sont utilisés pour les cultures, leur élimination via les eaux courantes est le résultat de l’urbanisation. Dans le cas de Paris, la dégradation de la qualité des eaux de la Seine en raison des rejets d’eaux usées domestiques n’est pas récente. En 1325 le roi Jean le Bon interdit le nettoyage des rues de Paris quand il pleut et ordonne que les déchets soient transportés hors de la cité. Avec la révolution industrielle, la détérioration de la qualité de l’eau utilisée pour l’élimination des déchets devient localement sévère. Au cours du siècle dernier, des systèmes de collecte des rejets d’eaux usées sont construits. Le processus s’accélère de la fin du xixsiècle jusqu’à la fin des années 1960 (Boët et al., 1999).

66La situation de Berlin est similaire. Au xixsiècle, avec le début de l’industrialisation et de la croissance de la population urbaine, la pollution de la Spree augmente sévèrement (Watolla, 1943) et la qualité de l’eau se dégrade particulièrement au centre de la ville. La charge polluante de la Havel et de la Spree recevant les eaux usées industrielles et domestiques atteint un niveau tel que des mortalités massives de poissons sont observées fréquemment et impactent significativement les pêcheries. Maintenir les poissons vivants dans la Spree les jours de marché devint impossible (Lehmann, 1925). Les rejets domestiques étaient directement dirigés vers les cours d’eau durant la nuit (dans la Spree à partir de Jungfernbrücke) ou entraînés par des eaux usées et pluviales dans des réseaux de caniveau vers les systèmes aquatiques les plus proches. Le problème de pollution des cours d’eau s’est fortement accéléré avec le développement des toilettes humides installées en nombre à partir des années 1860, leurs eaux étant rejetées dans des caniveaux déjà surchargés. En raison de l’expansion rapide de la surface de la ville, de la croissance de la population et des problèmes de pollution inhérents, Berlin a commencé à construire un système de collecte des déchets moderne. Le premier champ d’épandage a été mis en route en 1876 (Bärthel, 2003 ; Mohajeri, 2005). Même après le remplacement des champs d’épandage par les stations d’épuration des eaux usées (achevé en 1980), la charge en nutriments des eaux de Berlin a continué à augmenter jusque dans les années 1990 (Le Xuan, 2008). Cette tendance s’est inversée à la fin des années 1990.

67En plus des impacts sur la qualité de l’eau, l’urbanisation et l’accroissement de la population ont causé des altérations hydromorphologiques des cours d’eau. Dans la région de Berlin-Brandenburg, les premiers signes d’impact anthropique significatif datent d’il y a 3 000 à 4 000 ans. Aux environs de 3 500 ans avant notre ère, à la fin de l’âge de bronze, une première modification de la Spree semble avoir été réalisée, déviant son débit du nord-ouest vers l’est (Goldmann, 1982). La première déforestation à grande échelle et l’eutrophisation qui s’en est suivie est datée d’il y a 2 000 ans (Schelski, 1997 ; Schönfelder, 2000). Néanmoins, les altérations les plus significatives ont débuté avec la construction des moulins à eau, entraînant celle de barrages dès le xe siècle à Spandau (Müller, 1986 ; Driescher, 2003). Au cours de la période médiévale, le nombre des moulins a augmenté pour atteindre son apogée en Europe de l’Ouest. Dans le bassin de la Seine, on peut estimer qu’au milieu du xivsiècle, l’équipement en moulins des petites rivières atteignait un niveau comparable en nombre à celui du xixsiècle (Tales et al., 2008). À la même période, l’installation de pêcheries apparaît, soit sous la forme d’étangs de pisciculture, soit sous celle de petits barrages à poissons bloquant les chenaux des cours d’eau. Dans Paris, il y avait des pêcheries bien connues installées sous les ponts, comme les pont Marie et pont aux meuniers. Près de Berlin, il a dû y avoir près de 400 barrages à poissons à la fin du xivsiècle (Bestehorn, 1913). En 1823, 73 barrages à poissons étaient encore en fonctionnement sur les 60 kilomètres de la basse Spree, jusqu’à son exutoire (Arand, 1932).

68La dernière altération morphologique majeure est constituée par les aménagements pour transformer les cours d’eau en voies navigables durant le xixsiècle. Sur la Seine, le barrage de Poses, actuellement le plus en aval, a été construit en 1850 et doublé en 1864 par le barrage de Martot (détruit par la suite). La modification du chenal pour la navigation s’est intensifiée à partir de 1879 par la construction de plusieurs barrages plus grands qui ont fortement impacté les migrations des poissons. En 1886, l’extension du barrage de Poses modifia le dernier secteur naturel de la basse Seine (Belliard et al., 2009). Au même moment, entre 1845 et 1859, la Spree dans Berlin a été entièrement régulée et chenalisée pour la première fois, et cinq canaux furent construits (Natzschka, 1971). Après la première régulation de la basse Havel à Berlin entre 1875 et 1890, le trafic fluvial augmenta jusqu’à une moyenne de 400 bateaux par jour et un volume total de 6,3 millions de tonnes par an (Natzschka, 1971). La seconde chenalisation de la Spree pour élargir la voie navigable a été menée de 1883 à 1887, et en 1885 un nouveau barrage fut construit à Charlottenburg.

69Au contraire, le Lambro n’a pas subi de tels travaux d’aménagement pour la navigation. Des réseaux de canaux existaient dans Milan, datant du Moyen-Âge. Au moment de l’industrialisation, le développement des transports va se tourner vers les chemins de fer, le réseau de canaux existant étant obsolète. Ainsi, le Lambro a encore un chenal relativement naturel, avec une hydromorphologie à méandres et des substrats variés.

La faune pisciaire des trois cours d’eau

70Globalement, la faune des poissons des trois cours d’eau comprend 66 espèces, avec 46 espèces à Paris, 47 à Berlin et 43 à Milan, en tenant compte des espèces éteintes et non-natives. Finalement, en dépit des différences de taille entre ces trois cours d’eau, la richesse taxonomique est comparable. C’est surprenant pour le Lambro qui est plus petit que la Seine et la Spree, mais il héberge de nombreuses espèces endémiques (11 espèces) en raison de son histoire biogéographique. En effet, dans les régions méditerranéennes dont le Lambro fait partie, une relation curvilinéaire positive existe entre la richesse spécifique totale et la richesse en espèce endémique (Reyjol et al., 2007). En revanche, cette relation n’est pas observée dans les cours d’eau du nord de l’Europe parce que la faune des poissons de cette région a subi des extinctions lors des derniers maxima glaciaires.

71Les trois cours d’eau partagent 24 espèces communes parmi lesquelles 5 sont non-natives dans les trois bassins (Salvelinus fontinalis, Leppomis gibbosus, Ameiurus melas, Pseudorasbora parva et Oncorhynchus mykiss). Parmi les dix-neuf espèces restantes, certaines sont autochtones dans un cours d’eau mais introduites dans les autres, par exemple, l’aspe est originellement présent dans la Spree mais introduit dans la Seine et le Lambro, de même que le silure et le sandre. Trois espèces, le barbeau fluviatile, la brème commune et la bouvière sont allochtones seulement dans le Lambro. Pour ces espèces, leur occurrence dans tous les bassins correspond à une expansion de leur aire de distribution par diffusion plutôt que par translocation.

72Le nombre d’espèces éteintes est maximal pour le Lambro (11 espèces), suivi par la Spree et la Seine avec respectivement, 10 et 3 espèces éteintes. Parmi cette catégorie d’espèces, dans le Lambro cinq étaient endémiques. Il est bien connu que les espèces endémiques sont sensibles à l’extinction par rapport aux espèces dont la distribution est plus large, et particulièrement pour les espèces de poissons qui sont naturellement piégées dans les bassins versants. Par ailleurs, les espèces éteintes sont pour la plupart des migrateurs, représentants des familles des Petromizontidae, Acipenseridae et Clupeidae.

73En comparaison, la Seine dans Paris héberge un plus grand nombre d’espèces non-natives (19 espèces) que le Lambro dans Milan (16 espèces) et la Spree dans Berlin (9 espèces). Dans ce dernier site, ces espèces n’ont été trouvées qu’en faible abondance, voire de l’ordre d’un individu isolé. Elles sont d’importance mineure et leur cas ne sera pas discuté plus en détail (Wolter & Röhr, 2010). À l’origine, la faune de la Spree était la plus riche : comme évoqué précédemment, plusieurs espèces autochtones de la Spree sont considérées comme introduites dans les deux autres cours d’eau. Les espèces non-natives dans la Spree sont originaires d’autres continents que l’Europe. En contraste, comme les autres cours d’eau ouest-européens, la faune de la Seine est naturellement appauvrie en raison de l’isolement relatif de ce bassin par rapport au refuge glaciaire ponto-caspien (Belliard, 1994). Au début du xixe siècle, les taxons non-natifs étaient déjà présents mais demeuraient marginaux, comme la carpe ou le carassin. Progressivement, durant les xixe et xxsiècles, les espèces provenant de bassins proches ont colonisé le bassin de la Seine par l’intermédiaire des interconnexions entre canaux et voies d’eau ; c’est le cas pour la grémille, le sandre et le hotu. Dans la même période, la Seine a aussi été colonisée par les mêmes espèces allochtones que la Spree. C’est pourquoi le nombre d’espèces introduites est relativement important dans la Seine. Contrairement à la Seine et la Spree, le Lambro n’a pas été aménagé pour la navigation et ainsi, sa faune a peut-être été partiellement protégée des invasions d’espèces se déplaçant par voies navigables, invasions qui n’ont pas pu être évitées totalement.

La disparition des espèces migratrices

74Les premiers changements observés sont l’extinction progressive de plusieurs espèces diadromes, c’est-à-dire dont le cycle de vie dépend des migrations entre le milieu marin et les eaux douces. Dès que les cours d’eau ont commencé à être fragmentés, ces espèces ont été menacées. En Europe de l’Ouest, la fragmentation des habitats apparaît avec l’implantation des moulins au cours du Moyen-Âge. Elle est considérée comme la raison principale de la disparition du saumon atlantique des eaux de Berlin. Le blocage extensif des voies de migration a par conséquent conduit à la capture du dernier saumon à Berlin le 12 février 1787 (Krünitz, 1792). Une large population de saumon atlantique fréquentait la Seine jusqu’au début du xixsiècle (Perrier et al., 2010). Cette population a progressivement décliné jusqu’à la fin du xixsiècle en raison de l’obstruction à la migration, la chenalisation, et la dégradation chronique de la qualité de l’eau par la pollution industrielle et domestique (Belliard et al., 2009).

75La disparition des autres espèces migratrices a suivi celle du saumon atlantique dans les eaux de Berlin : l’esturgeon européen, la lamproie marine et la lamproie de rivière. La dernière capture de lamproie marine a eu lieu dans la Havel à Spandau près de la confluence avec la Spree en 1868. Les derniers esturgeons capturés dans la basse Spree à Berlin étaient des individus de 2,35 mètres de long en 1860, de 1,95 mètre en juin 1867 et de 2,4 mètres en 1868 (Friedel, 1886). Les dernières lamproies de rivière ont disparu vers 1875 (Wittmack, 1875).

76De manière analogue, dans le bassin de la Seine, beaucoup d’espèces étaient déjà en train de décliner dès le xixsiècle : les captures d’esturgeon étaient devenues exceptionnelles. Le déclin de ce poisson aurait d’ailleurs probablement débuté dès le Moyen-Âge sur ce bassin, les restes osseux retrouvés en contexte archéologique se faisant de plus en plus rares dès le xiie siècle (Clavel, 2001). En revanche, la grande alose était une des espèces migratrices la plus répandue dans le bassin de la Seine dans la première partie du xixsiècle. À cette époque, elle migrait en amont de la Seine, au-delà de Paris, vers la Côte d’Or (Ray, 1851), et jusqu’à Auxerre sur l’Yonne (Moreau, 1881), qui représentait le point extrême de remontée pour cette espèce à la fin du xixsiècle (Vincent, 1894). Par ailleurs, la grande alose remontait également sur l’Aisne via l’Oise jusque dans les Ardennes (Euzenat et al., 1992). À la fin du xviiisiècle, elle était aussi présente dans l’Eure, la Marne et son tributaire l’Ornain (Keith et al., 1992). La grande alose était intensivement exploitée par les pêcheries commerciales dans la basse Seine : entre 1874 et 1884 plusieurs douzaines de tonnes de poissons étaient capturées dans les pêcheries de la région de Rouen (Euzenat et al., 1992). Le déclin des stocks de migrateurs, particulièrement la grande alose, a été plus important dans la deuxième partie du xixsiècle (Rochard et al., 2007). Il est attribuable au cours de cette période à la construction de systèmes de barrages et d’écluses pour les besoins de la navigation. Plus tard, les captures de grande alose dans la basse Seine ont dramatiquement décliné à la suite de l’extension du barrage de Poses en 1886 et, en 1897, « pas plus de 20 poissons ont été capturés au cours de la saison entière » (Gadeau de Kerville, 1897). Malgré des tentatives de repeuplement menées en Seine aval à la fin du xixsiècle, l’espèce a poursuivi son déclin et était considérée comme éteinte dans le bassin de la Seine au début du xxsiècle (Roule, 1920). L’alose semble, en effet, avoir alors complètement déserté le bassin de la Seine : on ne relevait plus sa présence dans les cours d’eau qu’elle fréquentait encore à la fin du xixsiècle, comme l’Oise, l’Aisne, la Marne, l’Aube ou encore l’Yonne.

77À notre connaissance, il n’y a pas de données historiques comparables concernant les poissons du Lambro. Les travaux de Pavesi (1896) et Mazzarelli (1906) fournissent essentiellement des listes faunistiques pour les poissons du Lambro. Par ailleurs, la liste de Pavesi est loin d’être exhaustive, ce dernier se focalisant surtout sur les espèces d’intérêt commercial ou halieutique. Néanmoins, il mentionne trois espèces migratrices — l’esturgeon européen, l’alose feinte et l’anguille — dans le bas Lambro alors qu’actuellement seule la présence de l’anguille est mentionnée, même si cette espèce est rare et très localisée. Bien que le Lambro n’ait pas été modifié pour la navigation, il est probable que les aménagements subis par le Pô aient mené à l’extinction de ces espèces, de la même manière que dans la Spree et la Seine. Il est intéressant de noter que l’anguille est la seule espèce migratrice encore présente, sauf dans le Lambro où elle est considérée comme éteinte. Dans la Spree, l’éperlan est encore recensé mais cette espèce ne l’a jamais été dans la Seine à Paris, ni dans le Lambro à Milan. En résumé, la plupart des espèces migratrices se sont éteintes au début du xxsiècle dans les trois cours d’eau principalement à cause des premiers aménagements altérant l’hydromorphologie des chenaux.

Évolution contemporaine des peuplements de poissons

78Si la disparition des espèces migratrices est le premier signe de dégradation du cours d’eau, le peuplement de poissons dans son ensemble a été affecté au cours du xxsiècle. La régulation des cours d’eau a aussi eu des effets délétères sur la dynamique fluviale, les vitesses d’écoulement et le transport solide. La réduction des vitesses de courant a augmenté la sédimentation des substrats fins, entraînant le colmatage des substrats plus grossiers et ainsi, la disparition substantielle de zones de frayères pour les espèces lithophiles dans les secteurs régulés. Dans la Spree, les espèces typiques d’eaux courantes ont disparu (le barbeau et la vimbe) ou fortement décliné (la lote) du fait de la disparition à grande échelle de zones lotiques causée par la régulation (Wolter, 1999, 2007 ; Wolter et al., 2003). Le changement drastique de l’hydromorphologie fluviale de la zone à barbeau en zone à brème s’est manifesté par la capture du dernier barbeau en 1965. La réduction des vitesses de courant a aussi accru le temps de résidence de l’eau et par là même la croissance du plancton et la demande chimique en oxygène mais également la pression des polluants. En même temps, la réduction des vitesses d’écoulement a entraîné la diminution de zones de réoxygénation naturelle. Globalement, la régulation des cours d’eau par la création de barrages et de zones de retenue a significativement accéléré les impacts de la pollution croissante, entraînant des changements dans le peuplement de poissons.

79À Berlin, les champs d’épandage ont pollué leur bassin de drainage, les petits tributaires de la Havel et de la Spree (Tegeler Fließ, Panke et Wuhle) entraînant le changement radical de leur peuplement de poissons. Les derniers représentants de loche franche et lamproie de Planer ont été signalés dans la Panke vers 1920 (Wolter, 1999 ; Wolter et al., 2002). Néanmoins, le déclin attendu de l’abondance et de la richesse en espèces de poissons en raison de la pollution et du manque d’oxygène ne peut pas être quantifié du fait de l’absence de données. Mis à part quelques secteurs de la Spree pour lesquels l’absence d’invertébrés et de poissons est notée (Lehmann, 1925), il n’existait avant 1946 ni observations ni statistiques de pêche. À partir de 1950, les données de pêcheries peuvent être exploitées pour estimer l’évolution des communautés. En réponse à l’apport croissant de nutriments, certaines espèces deviennent abondantes. Des captures élevées de poissons fourrages donnent une indication du niveau d’eutrophisation car ce sont essentiellement des espèces de Cyprinidae (gardon, brèmes commune et bordelière, ablette) ainsi que de la perche, espèces dont la taille ne permet pas la commercialisation comme poisson pour l’alimentation humaine. L’eutrophisation des cours d’eau mène typiquement au développement en masse de ces espèces à faible croissance. C’est à partir des années 1990 que le déclin des captures de poissons fourrages et de leur production est observé, en réponse probable à l’amélioration de la qualité de l’eau. Ce déclin tend néanmoins à surestimer cette amélioration, indépendamment des conditions de productivité des eaux courantes, car il correspond à la diminution de la demande pour les poissons fourrages. D’autres motifs de ce déclin pourraient être la présence de contaminants dans les poissons (PCB notamment) ainsi que les changements politiques liés à la chute du mur, entraînant de nouveaux modes de gestion des pêcheries berlinoises (Wolter et al., 2000).

80Dans le Lambro, des données disponibles à partir de 2000 indiquent aussi une amélioration de la qualité des eaux. Il est vraisemblable que l’absence de données dans les décennies précédentes signifie qu’il n’y avait pas ou peu de poissons dans plusieurs secteurs du cours d’eau. Par exemple, Battegazzore signale en 1991 « depuis longtemps, aucun poisson n’est capable de survivre dans le Lambro à l’aval de Monza » (Battegazzore et al., 1992). Des données récentes témoignent de l’amélioration de l’état écologique du Lambro, notamment dans sa partie supérieure. Vingt-cinq espèces sont recensées parmi lesquelles quatre sont considérées comme sensibles (Graia, 2007). Néanmoins, même dans ce secteur, des espèces non-natives sont présentes. À l’aval de Milan, la diversité spécifique diminue rapidement au-dessous du rejet de la station d’épuration : seulement cinq espèces sont notées localement. La richesse spécifique augmente de nouveau à l’approche de la confluence avec le Pô, mais demeure très faible en comparaison avec celle de la faune d’origine.

Tableau 6-2. Structure actuelle du peuplement de poissons du Lambro selon le statut des espèces (Graia, 2007 ; Rossi et al., 2009).

Nombre d’espèces (2000-2007 analyse cumulée)

Résistantes/
Non résistantes

Migratrice

Natives/
Allochtones

Lambro supérieur

8/4

1

15/13

Lambro inférieur

7/2

0

10/11

81Concernant la Seine, les peuplements de poissons ont été échantillonnés régulièrement dans Paris et ses abords depuis 1980. Avant cette période, aucune donnée quantitative n’est disponible. Néanmoins, durant les années 1960 puis 1970, le peuplement de poissons était sans doute très limité en raison de la mauvaise qualité des eaux, notamment la très faible concentration en oxygène dissous. Seules les espèces les plus tolérantes pouvaient subsister, telle que le gardon. Jusqu’aux années 1990, en dépit de l’amélioration de la collecte et du traitement des eaux usées, les peuplements de poissons demeuraient affectés par la mauvaise qualité des eaux, résultant notamment d’épisodes pluvieux. La teneur en oxygène dissous diminuait de manière importante suite aux rejets d’eaux pluviales dans la Seine (Even et al., 2007). Un impact de ces effluents se manifestait par des mortalités massives de poissons. À partir de 1978, de tels événements étaient observés entre mai et juillet, quand la teneur en oxygène dissous était particulièrement basse et en période d’activité biologique (Boët et al., 1994). Après plusieurs mortalités estivales de poissons, on a remédié à ces problèmes de surverse des eaux pluviales en installant des systèmes de réoxygénation en amont des sites particulièrement impactés par ces rejets. Avec la prise en charge des rejets d’eaux pluviales et l’accroissement de la capacité des stations d’épuration des eaux résiduaires urbaines parisiennes (deux nouvelles stations construites, à Valenton en amont en 1987 et à Colombes en aval en 1998), des premiers signes d’amélioration du peuplement de poissons apparaissent au cours des années 1990.

Conclusions

82En dépit des différences entre les trois cours d’eau, liées à leurs caractéristiques naturelles ou au contexte historique, les peuplements de poissons semblent répondre de manière similaire à l’urbanisation et à ses effets sur les cours d’eau. Leur dégradation est évidente : elle s’est déroulée en deux phases. La disparition des espèces migratrices est le premier changement constaté, résultant des travaux d’aménagement des cours d’eau pour la navigation au début du xxsiècle. Dans le Lambro, cet effet est indirect car il n’a pas été modifié par ce type de travaux, mais le Pô, lui, a subi des interventions anthropiques pour sa navigation. C’est en fait l’urbanisation de la région liée aux activités économiques qui a entraîné la nécessité de ces aménagements pour transporter les marchandises échangées, provisions ou produits manufacturés. Ainsi la voie des migrateurs du Lambro, empruntant le Pô depuis la mer, a été rompue. D’autres espèces, sensibles aux conditions morphologiques des cours d’eau, vont régresser par la suite dans le peuplement au bénéfice d’espèces plus tolérantes. La deuxième phase de dégradation des peuplements de poissons va jusqu’aux années 1990, durant laquelle la pollution de l’eau devient le facteur limitant. Avec l’accroissement des activités industrielles et agricoles en lien avec l’augmentation de la population urbaine, des charges de polluants atteignent les cours d’eau et nuisent à leur qualité en dépit de progrès parallèles dans le domaine de la collecte et du traitement des rejets d’eaux usées.

83Depuis les années 1990, la qualité de l’eau s’améliore dans les trois cours d’eau. Dans le Lambro, cette tendance apparaît plus tardivement, plutôt à partir de 2005 avec la mise en fonctionnement de la station d’épuration de Milan. Dans la Seine, cette amélioration se traduit par des signes de recolonisation potentielle d’espèces migratrices, la grande alose et le saumon en particulier, qui ne sont plus stoppées dans leur migration en aval des sites auparavant appauvris en oxygène dissous de manière chronique (Belliard et al., 2009 ; Perrier et al., 2010).

84Plus globalement, à l’échelle du continent européen dont ces trois cours d’eau reflètent la diversité naturelle, l’urbanisation mène à l’homogénéisation biotique des peuplements de poissons. En effet, les peuplements de ces trois cours d’eau qui étaient différents au début du xxe siècle sont devenus assez comparables en l’état actuel par le biais de deux processus : l’expansion des espèces non-natives et l’extinction des espèces endémiques. Ces dernières, caractéristiques du peuplement originel méditerranéen du Lambro, ont disparu au profit d’espèces non-natives. Quantitativement, il n’y a pas de perte de biodiversité puisque le nombre d’espèces disparues est compensé par celui des espèces nouvellement introduites. Cependant, à l’échelle continentale, ces changements de composition des peuplements se traduisent par une perte de diversité puisque les peuplements de poissons deviennent progressivement similaires, quelle que soit la zone biogéographique considérée. À l’époque de la restauration des cours d’eau européens prônée par la directive-cadre sur l’eau pour améliorer leur état écologique, il faut constater que certains de ces changements résultant de l’anthropisation des cours d’eau, notamment de l’urbanisation, ne seront pas réversibles.

Divergences et convergences d’une gestion métropolitaine du cycle urbain de l’eau

Catherine Carré

85Au démarrage de la mise en place de leur service d’eau et d’assainissement dans la seconde moitié du xixsiècle, les quatre villes partagent les mêmes connaissances techniques, les mêmes savoirs scientifiques, et les mêmes types de défis posés par un important développement urbain, se traduisant par une offre croissante d’eau utilisée et le rejet proportionnel d’eaux usées non traitées dans les cours d’eau. Ces villes sont aujourd’hui soumises aux mêmes obligations de traitement de leurs rejets dans la directive eau résiduaire urbaine (DERU) de 1991 et de la restauration de la qualité de leurs cours d’eau avec l’application de la directive-cadre sur l’eau (DCE) depuis 2000.

86Cependant les municipalités ont répondu de façons très différentes pour satisfaire les besoins en eau de leurs habitants et pour traiter leurs rejets. Quel effet joue le poids de la technique et, particulièrement, des choix techniques dans les trajectoires des villes ? Peut-on, en s’inspirant des idées des économistes autour de la dépendance par le chemin (path dependence), voir les choix techniques comme des facteurs bloquant les transformations ? Une fois la technologie adoptée (réseau unitaire, épandage, traitement biologique en station d’épuration), devient-elle la meilleure parce qu’il est trop coûteux d’en changer, d’où la tendance à un enfermement irréversible, comme celui du « tout-aval » de l’assainissement de l’agglomération parisienne entre 1890 et 1970 ?

87Les différences ne portent pas sur le mode de gestion. Si l’on en reste à la définition d’une gestion publique ou privée, ces villes conservent — à quelques épisodes près — un mode public de gestion. Seule l’agglomération parisienne juxtapose une gestion essentiellement publique à Paris avec une gestion confiée au privé par les syndicats d’eau potable des communes de banlieue. Il faut alors considérer les pistes d’analyse des systèmes socio-techniques, les réseaux d’eau et d’assainissement et leur pilotage, comme nous y invitent Dominique Lorrain et Franck Poupeau (2014) :

« L’insistance sur les contraintes des systèmes sociotechniques ne conduit pas à un déterminisme technologique faisant disparaître les choix et les marges d’action : au contraire, les règles et normes et toutes ces “petites” institutions constituent des ressources utilisables dans les stratégies menées par les différents protagonistes de l’eau, pour imposer ou contester un modèle de gestion, sa légitimité et les voies d’adaptation aux transformations de la situation initiale. »

88Il nous appartient ainsi dans cette comparaison de lever le voile de la technique pour aller interroger les choix techniques et, au delà, les choix politiques autour de leur gestion. Ce travail mobilise les monographies et les modèles spatiaux des quatre villes, dans une mise en perspective. Rappelons les objectifs de ces schémas spatiaux qui sont de mettre en relation les sources d’approvisionnement en eau de la ville et les points de rejets des eaux usées, les bassins et sous-bassins versants étant délimités pour montrer une concordance (ou non) entre les zones de prélèvement et de rejet. Cette première étape nous permet ensuite d’étudier les dispositifs institutionnels et organisationnels des services urbains. Là encore, nous pouvons mettre à contribution Lorrain et Poupeau qui insistent sur les failles des dispositifs institutionnels. « Ainsi en bien des situations l’eau service a été séparée de l’eau ressource (à grande échelle) à des fins de gestion. Elle est alors considérée comme un artefact produit par les compétences d’ingénieurs, s’écoulant dans des canalisations enfouies sous terre la plupart du temps, et en d’autres termes, séparé de la nature » (2014). C’est cette mise en concordance ou, au contraire, cette séparation entre échelle de gestion et échelle physique de la ressource que nous questionnerons dans la seconde partie.

89La comparaison est un art délicat qui nécessite, une fois les objectifs posés, de préciser le comment de l’analyse. Nous souhaitons mettre en perspective les constats sur la ressource, sa mobilisation, sa dégradation et les solutions mises en œuvre, leur intensité et leur temporalité, à la lumière des réactions et des décisions prises dans chacune des villes. Pour saisir les tendances majeures d’évolution des impacts et des réponses, nous nous sommes attachés ici à donner du sens aux changements que l’on pouvait identifier dans la perception de l’état du milieu et dans les réponses. L’objectif est de rendre compte des processus et facteurs qui déclenchent et/ou déterminent un type de trajectoire plutôt qu’un autre, parmi les possibles (Carré et al., 2014). Nous avons retenu quatre critères pour mener cette étude des trajectoires des relations entre les villes et leurs cours d’eau : la gestion de l’eau potable, la gestion des eaux usées, l’organisation des services de gestion des eaux, et enfin l’impact des actions menées vis-à-vis de la qualité des milieux. L’opération logique consiste alors à :

« étudier les processus causaux qui conduisent de la cause au résultat, et ainsi à rendre compte de processus historiques. Empiriquement, l’attention est portée sur la succession temporelle des événements et est attentive à la complexité de la causalité, c’est-à-dire à l’enchevêtrement de plusieurs facteurs causaux. L’analyse est aussi attentive à la description des conditions ou des contextes qui favorisent, ou au contraire contraignent, l’enclenchement du processus causal, ainsi que les caractéristiques précises du résultat du processus causal étudié » (Dupuy, 2012).

90Nous allons dans un premier temps présenter la comparaison des logiques spatiales et techniques de mobilisation de la ressource et de son traitement. Puis nous mettrons ces logiques en relation avec les modes d’organisation des services urbains et des institutions qui les gouvernent. Le fonctionnement des métropoles est en partie garanti par l’intermédiaire des accords construits pour assurer la bonne marche des réseaux urbains (Lorrain, 2011). Ces réseaux font l’objet d’ajustements et de négociations contribuant in fine au gouvernement urbain.

Analyse spatiale et technique des quatre couples ville-rivière : des différences structurelles

91L’analyse des réponses de la satisfaction des besoins en eau et en assainissement nous permet de distinguer deux types de réponses opposés (figure 6-4). Pour ce qui est de l’approvisionnement en eau potable, on distingue le comportement de Milan et Berlin pour lesquels l’approvisionnement local a été rendu suffisant, soit par pompage dans le lac Müggelsee en amont de Berlin, soit par pompage des eaux souterraines, dans le cas de Milan. Inversement, Paris, les faubourgs de Bruxelles puis Bruxelles sont allés chercher leurs eaux potables soit très en amont, soit en dehors des limites de leur bassin versant. Pour l’assainissement des eaux usées, les réponses ont été différentes selon que les rejets étaient concentrés dans des réseaux collectifs ou, au contraire, diffus, représentatifs d’un assainissement individuel. Une même ville a pu passer de l’un à l’autre type de réponse en fonction du temps. D’autre part, le réseau collectif a pu être conçu soit de façon centralisée (les eaux collectées dans l’agglomération étant acheminées à un point aval de traitement) ou non (plusieurs réseaux aboutissant à plusieurs dispositifs de traitement).

92Milan se révèle la seule ville disposant d’une ressource quasi illimitée grâce à ses nappes. L’agglomération berlinoise dispose elle aussi, aujourd’hui, d’une ressource souterraine importante. Toutefois, il faut remonter à l’immédiat après-guerre et à la séparation de la ville en deux pour comprendre la politique alors initiée par le sénat ouest-allemand et les conséquences sur la gestion de la ressource. L’essentiel de la nappe se trouve, avec la séparation, sur le territoire est-allemand. La baisse de la consommation est venue de la volonté de Berlin-Ouest d’être autonome pendant la guerre froide, le sénat étant inquiet de la pression sur les nappes provoquée par l’augmentation constante des volumes consommés et des coûts d’un pompage toujours plus profond.

93En ce qui concerne la ville de Bruxelles et sa banlieue, elle dépend pour son approvisionnement à 97 % des eaux de Wallonie. La baisse plus récente des volumes d’eau consommés s’inscrit dans une volonté de diminution de la consommation, dans une approche autant sociale (voir la tarification progressive de l’eau) que technique. Quant à Paris, elle dispose pour 50 % d’une alimentation par l’eau des sources autour de la région parisienne et pour les autres 50 % de l’eau prélevée dans la Seine depuis 1895 et traitée de nos jours dans deux usines, Joinville et Orly, l’usine historique d’Ivry ayant été fermée en raison de la baisse de production. Si les gestionnaires parisiens sont aussi motivés par une baisse de la consommation (dans une logique de gestion durable de la ressource), cette baisse s’observe dans les années 1990 principalement pour des effets structurels, tels la diminution des consommations des gros utilisateurs, en partie due à la désindustrialisation, à l’équipement des ménages et des entreprises en machines moins gourmandes en eau, et aux réductions des fuites sur les réseaux (Barraqué et Nercessian, 2008).

Figure 6-4. Des réponses différentes selon une satisfaction locale ou non en eau potable et le type de traitement des eaux usées.

Figure 6-4. Des           réponses différentes selon une satisfaction locale ou non en eau           potable et le type de traitement des eaux usées.

© Catherine Carré

94Pour ce qui est des choix techniques, il faut considérer les trajectoires des villes sous l’angle de réajustement technique plus que de rupture, en considérant que les techniciens faisaient d’abord évoluer les technologies en place : les stations d’épuration berlinoises sont installées en tête de champ d’épandage dès les années 1919, les milanaises sont construites au début des années 2000 à l’exutoire des sous-bassins de collecte en place depuis la fin des années 1890, et les stations d’épuration parisiennes, pour celles en amont de Paris, sont interconnectées avec celles en aval pour venir les soulager. Il reste cependant à inscrire ces trajectoires techniques dans une trajectoire plus large, comme à Milan où l’orientation économique et agricole de la ville fait de l’épandage en terrain agricole une constante depuis le Moyen-Âge, qui se perpétue dans le choix en 2005 d’affiner les rejets des stations de San Rocco et de Nosedo pour continuer l’été leur utilisation comme apport d’eau et fertilisant agricole.

L’importance de la disponibilité locale de la ressource dans les décisions locales

95On observe alors que la mise en relation de la disposition locale de la ressource avec l’efficacité de l’assainissement est à chercher du côté de la perception qu’ont les gestionnaires d’une dégradation de la ressource en eau par les rejets mêmes de la ville. En effet, les villes qui se sont dotées d’un système d’épuration des rejets efficaces sont celles où la ressource en eau locale a été dégradée en partie par leurs propres rejets, ce qui les a contraintes à agir pour limiter l’impact de leurs rejets et protéger leur ressource. Cela correspond principalement au cas de l’agglomération berlinoise, contrainte de limiter ses impacts sur la rivière, soit par crainte des protestations des villes en aval (comme Charlottenburg à la fin du xixsiècle) soit parce qu’elle subissait les rejets de l’amont (pollution de Berlin-Est lors de la séparation). Cela permet aussi de comprendre la coopération entre la ville de Paris et les communes de sa proche couronne au début du xxsiècle pour traiter les eaux usées à l’amont de la ville, car c’est là où se trouvaient les prises d’eau pour Paris. Il s’agit d’une coopération que l’on ne retrouve pas pour l’eau potable, Paris conservant pour elle l’eau issue des sources, et laissant les communes de banlieue gérer leur approvisionnement. En revanche, la ville de Paris a ignoré tant qu’elle a pu les protestations des communes en aval suite aux rejets d’eaux usées non traités et au mauvais fonctionnement de ses dispositifs de traitement (épandage puis station d’épuration) pendant des décennies.

96L’exemplarité de Berlin dans la maîtrise de son cycle urbain de l’eau résulte en partie de l’impossibilité pour cette ville de faire supporter ses prélèvements et ses rejets par les territoires voisins. En 1873, les élus décident de construire un réseau d’égout unitaire (mélangeant les eaux-vannes, les eaux ménagères et les eaux de voirie) conduisant par des systèmes de relevage les eaux usées sur les hauteurs entourant la ville où elles sont traitées en épandage. Ce choix résulte à la fois de l’équipement en eau potable des Berlinois depuis 1856 et des rejets des eaux-vannes dans les rues aboutissant à des égouts à ciel ouvert. N’ayant pas, à la différence de Paris, les moyens d’imposer aux riches communes aval de Charlottenburg, de Spandau et de Potsdam leurs rejets d’eaux sales, les élus berlinois sont obligés de les traiter en ayant conscience que les rejets dans la rivière finissent par transiter dans la nappe dans laquelle ils sont obligés de pomper pour la production d’eau potable. Les premières stations d’épuration biologique sont construites dès 1925 (Wansdorf en Brandebourg, Stahnsdorf en 1931, Waßmannsdorf en 1935) en tête des champs d’épandage parce que la ville ne peut plus acheter de nouveaux terrains et doit faire face à l’augmentation des volumes rejetés et à leur traitement.

97À Paris, la comparaison des dates des mises en œuvre des solutions avec Berlin montre pour chaque grande étape technique un retard d’au moins 15 ans (tableau 6-3). Le raccordement complet des immeubles parisiens aux champs d’épandage n’est obtenu qu’en 1930, là où la ville basse de Berlin est raccordée depuis 1909. En 1930, les champs d’épandage parisiens ne sont plus capables de traiter les volumes raccordés quand la ville de Berlin, consciente de la pollution à traiter, a déjà construit trois stations de traitement biologique.

Tableau 6‑3. De 15 à 20 ans de retard à Paris dans la mise en place effective des mesures de traitement par rapport à Berlin.

Berlin

Paris

Avant 1850 Réflexion et projets sur l’alimentation en eau et l’évacuation des eaux sales

1850-1900 Fournir l’accès à l’eau et à l’assainissement

1852

Concession à Fox et Crampton pour alimenter les rues et les habitants en eau

1852

Décret impérial autorisant le raccordement et l’évacuation des eaux ménagères et pluviales en Seine

1856

Usine de traitement des eaux (filtration sur sable) ; les eaux-vannes vont à la rue

1873

Obligation du raccordement à l’égout ; système décentralisé par quartier et traitement en épandage en périphérie

1890

Épuration des eaux dans les champs d’épandage à l’aval et essai à l’amont

1893

Quasi-totalité des immeubles de la ville basse raccordée à l’égout

1894

Obligation du raccordement à l’égout des eaux-vannes et du service d’eau

1895-1900

Usine de traitement de l’eau par filtration à Joinville et à Ivry

1909

Raccordement de toute la ville basse et traitement en épandage satisfaisant – sauf par temps de pluie où le traitement est dégradé

≈ 1900

Les champs d’épandage à l’aval ne traitent que la moitié des rejets en hiver

1900-1980 Réduire la pollution des eaux rejetées

1925-1930

3 usines de traitement biologique installées en tête des champs d’épandage

1930

90 % des immeubles parisiens raccordés

Programme général d’assainissement projet de la station d’épuration d’Achères

1960

Bassin d’orage sur réseau unitaire

Dépollution des sols dans les zones d’infiltration

1960-1980

9 stations d’épuration (réduites à 6 en 2012 avec la modernisation des stations est-allemandes)

1970

Fin du « tout Achères », construction des stations de Noisy puis de Valenton (1987)

1980

Bassin d’orage sur réseau unitaire

1980-2010 Restaurer la qualité des cours d’eau

1985

Début du traitement du phosphore puis de l’azote dans les stations d’épuration

2000

Désinfection des rejets de la station de Ruhleben pour un usage en baignade dans le Wansee

2000

Début du traitement du phosphore puis de l’azote dans les stations d’épuration

98À la différence de Berlin, la ville de Paris et le département de la Seine ont les moyens d’imposer les rejets des eaux usées des Parisiens à l’aval de l’agglomération en dépit des protestations des communes riveraines. Alors que les eaux usées sont censées être envoyées en épandage à partir de 1891 dans les champs agricoles des boucles de la Seine, selon les époques la moitié de l’effluent en Seine peut être rejetée directement sans traitement à l’aval. Il faut attendre 1960 pour qu’Achères fonctionne vraiment alors que les champs d’épandage ne traitent en hiver que la moitié des effluents, le reste étant déversé à Clichy après un traitement sommaire. Le dernier gros déversoir en Seine a été fermé seulement en 1978. Les Archives nationales gardent la mémoire de la succession des plaintes des habitants et des élus et, face à leur répétition, de la mauvaise foi des ingénieurs de la ville imposant l’intérêt supérieur de la capitale.

99Nous pouvons ainsi souligner le souci berlinois d’adapter la solution à la taille du problème et leur constance dans l’application des mesures, quand les ingénieurs parisiens s’entêtent dans des choix techniques dépassés (champs d’épandage toute la première moitié du xxsiècle, puis une seule station aval recevant tous les rejets de l’agglomération à Achères jusqu’en 1968), construisent les stations avant les raccordements et recherchent l’optimisation aux dépens du résultat.

100Pour Milan, la construction des trois stations d’épuration au sud de la ville est précipitée en 2002 par la condamnation de l’État italien par l’Union européenne, pour manquement aux obligations de la DERU. Cette condamnation vient ainsi dénouer le blocage milanais où la station d’épuration prévue depuis 1975 n’avait toujours pas pu être construite (la ville traitant depuis le Moyen-Âge ses rejets en épandage). Le maire est alors investi de pouvoirs plénipotentiaires par le ministère de l’Environnement, ce qui lui permet de court-circuiter son conseil municipal et de démarrer la construction de la première station d’épuration (Nosedo) tout en lançant la deuxième. Les trois stations prévues sont aujourd’hui opérationnelles et répondent aux objectifs de la DERU, y compris par un traitement tertiaire.

101Quant à Bruxelles, le retard dans la construction de stations d’épuration — Bruxelles-Sud étant mise en service seulement en 2000 et Bruxelles-Nord en 2007 — peut s’expliquer par la dissociation entre le traitement des rejets non traités à l’aval de la ville et la qualité de la ressource en eau potable fournie en amont par la Wallonie (65 millions de m3 détournés du bassin de la Meuse alors que Bruxelles et ses rejets appartiennent au bassin de l’Escaut). Il faut certainement aussi replacer cette ville dans son contexte national. D’une part l’administration centrale a été très permissive vis-à-vis du traitement des rejets communaux durant les années 1950-1960 en dépit de la réglementation ; d’autre part la construction fédérale durant les années 1980 a absorbé toutes les énergies. Les services de la région capitale ne sont opérants qu’à partir de 1989. Finalement les dix années pour prendre en compte les directives européennes, entre 1991 et 2000, constituent un laps de temps normal, entre la définition du schéma d’assainissement, les cahiers techniques, la construction et la mise en route de la station. Dans un contexte où le prix de l’eau est déjà élevé, les Bruxellois découvrent qu’ils doivent aussi financer l’assainissement.

L’attention du politique aux pratiques urbaines

102Il faut encore compléter ces réponses, pour comprendre les différences de précocité des dispositifs de traitement, leur efficacité (type de traitement, rendement), par l’attention des édiles aux pratiques urbaines.

103La désinfection actuelle par ultraviolet des rejets de la station d’épuration berlinoise de Ruhleben répond exclusivement aux impératifs sanitaires pour permettre la baignade dans les lacs. Cette pratique remonte au xixsiècle. Pendant la guerre froide, le sénat a voulu continuer d’offrir cet usage aux Berlinois ouest-allemands, ce qui lui a imposé de déverser les rejets de la station dans le Teltowkanal puis aujourd’hui de les désinfecter pour partie. L’annonce côté parisien d’une baignade dans la Seine a bien été faite, mais pas tenue ; le syndicat Marne vive en a fait la base de sa légitimité pour remettre une baignade à Joinville en évoquant un traitement par ultraviolet, mais sans jamais pouvoir l’obtenir des collectivités.

104Milan est l’une des rares villes européennes à pratiquer une réutilisation de ses rejets de station d’épuration avec un traitement par ultraviolet à San Rocco pour le maraîchage au sud de la ville : en été 432 000 m3 d’eau peuvent être fournis par jour pour l’irrigation. L’eau est distribuée quasi gratuitement aux agriculteurs via le consortium Vettabbia. La motivation à agir dépend ainsi fondamentalement, dans le jeu d’acteurs entre les élus, les techniciens des services et les habitants, de l’attention donnée aux enjeux sanitaires mais aussi aux enjeux sociaux et territoriaux : on peut souligner l’importance pour Milan de son agriculture au sud de la ville et du soutien aux agriculteurs de la plaine padane et la nécessité à Berlin de retenir les habitants à Berlin-Ouest dans le contexte de la guerre froide et aujourd’hui de la réunification.

Une durée plus ou moins longue dans l’effort d’amélioration de la qualité selon les villes, à travers le prix de l’eau et la consommation

105L’ancienneté dans l’effort peut encore s’apprécier à travers les prix de l’eau, tout en restant très prudent sur leur construction et leur interprétation. Le prix de l’eau facturé à l’usager est décomposé dans le tableau 6-4 en fonction du service d’eau potable et de celui de l’assainissement. La structure des prix de l’eau payés par les habitants est très contrastée selon les quatre villes. Paris se caractérise par un prix peu élevé de l’eau potable et un prix plus important de son assainissement, alors que Milan s’individualise par le faible prix de l’eau potable et de l’assainissement. C’est le Bruxellois qui paie l’eau potable le plus cher mais peu l’assainissement, alors que ce sont les Berlinois qui paient la facturation de l’assainissement la plus élevée, avec un prix aussi important de l’eau potable.

Tableau 6-4. Comparaison du prix de l’eau en 2008 (d’après une étude Nusconsulting, 2008).

Coût par m3 (en euros)

Berlin

Bruxelles

Paris

Milan

Distribution de l’eau + taxes

2,29

2,69

1,28

0,17

Assainissement + taxes

3,87

0,84

1,63

0,39

Coût global

6,16

3,53

2,91

0,56

106Il faut cependant garder à l’esprit que ces prix sont établis sur des bases relativement différentes et que ces valeurs sont avant tout des ordres de grandeur. Ainsi à Bruxelles comme à Paris le coût de l’eau potable inclut une taxe pour la protection de la ressource ; quant au faible coût bruxellois de l’assainissement comparativement à Berlin, il peut renvoyer au faible effort d’assainissement porté par l’usager, les stations d’épuration n’ayant été construites que dans les années 2000, mais aussi au fait que l’assainissement n’est pas assujetti à la TVA à la différence des villes allemandes. Enfin, l’effort municipal en matière de traitement des eaux usées peut être supporté par d’autres budgets que celui abondé par la facture d’eau. Si en France le financement du service relève exclusivement du budget séparé d’eau et d’assainissement, à Berlin le sénat étant l’actionnaire majoritaire des services urbains peut financer l’eau et l’assainissement avec les budgets des autres services urbains. Enfin les villes peuvent bénéficier d’aides extérieures, comme celles des agences de l’eau (prêt à taux zéro, subventions).

107Cependant, une fois ces précautions en tête, ce tableau permet malgré tout de constater des écarts de prix importants de coûts supportés par les usagers des villes. Cela permet ensuite d’apprécier l’ancienneté dans l’effort financier assumé par les villes pour la production d’eau potable et pour l’assainissement et, à travers le prix, de détecter le signal donné aux habitants à partir des années 1970 pour la préservation de la ressource. Le prix très bas à Milan correspond à une quasi-gratuité de l’eau potable, spécifique à Milan, et au très petit financement de l’assainissement que l’on retrouve dans toutes les villes italiennes. Le coût très bas de l’eau potable tient d’abord à ce que la ville de Milan dispose d’une eau locale abondante et « propre », et ensuite au fait qu’elle maintient une politique sociale italienne en place depuis la fin du xixsiècle : en vertu d’un décret royal, tous les fournisseurs sont tenus d’appliquer aux petits consommateurs un prix de base inférieur au coût réel de la distribution. L’équilibre financier est assuré par une compensation avec les prix appliqués aux gros consommateurs.

108L’importance du montant de l’assainissement à Berlin tient d’abord à l’ancienneté du financement de l’assainissement depuis la fin du xixsiècle. Mais à la différence de Paris où depuis la loi de 1894 sur le tout-à-l’égout la distribution d’eau potable et l’assainissement sont liés, le citadin berlinois paie aussi pour le traitement des eaux pluviales ruisselées (la taxe pluviale en France n’est instaurée que depuis 2011 et très peu utilisée). Cependant le réseau étant essentiellement unitaire, l’usager berlinois est dispensé de la taxe pluviale s’il a déconnecté les eaux pluviales des canalisations (le même principe est appliqué en France).

109On peut alors mettre en avant des différences structurelles importantes avant tout dues à la politique nationale de l’eau : la subvention par l’impôt de l’eau potable en Italie et le retard dans l’assainissement explique le faible prix de l’eau à Milan. Cette dimension sociale existe aussi à Bruxelles avec une attention au prix de l’eau potable et, depuis 2004, la mise en place d’une tarification progressive de l’eau potable et de l’assainissement (Pezon et al., 2006). À ces logiques nationales s’ajoutent aussi des choix politiques locaux : le prix de l’eau le plus élevé pour Berlin correspond à la plus grande couverture par la facture d’eau de la gestion urbaine de l’eau avec une taxation sur les eaux pluviales qui n’existe pas dans les autres pays, ni forcément dans toutes les villes allemandes (Salian et Anton, 2010).

La mise en adéquation ou non des échelles de gestion avec celles de la qualité de la ressource

  • 18 Contrat de DBO avec Degremont filiale de Suez environnement pour la station de Milan sud, (...)

110Pour accompagner la gestion des besoins et l’exploitation de la ressource en eau et de son traitement, les institutions ont évolué de façon assez similaire, les services d’eau et d’assainissement demeurant publics et gérés directement par les services des collectivités locales (commune ou regroupement communal). La gestion publique caractérise la quasi-totalité de la période. Cette gestion publique est passée d’une logique de régie simple à des formes, soit de régie autonome pour Paris et Bruxelles, soit de société par action à Berlin, soit de système mixte comme à Milan où les réseaux sont gérés par la ville et les services de la ville en régie mais où, pour des questions de complexité technique (sécheur et filière boue), les trois stations d’épuration sont gérées avec des entreprises de traitement d’eau18 exploitant les stations pour le compte de la ville ou de sa société par action, la Metropolitana Milanese. À Bruxelles, seule la station de Bruxelles-Nord est construite et gérée par le privé (Aquiris, société belge filiale de Veolia Water), comme à Paris seule la station d’épuration de Valenton est exploitée par une société privée (Degremont).

111Les délégations de la gestion concernent essentiellement les moments de financement au démarrage historique du service (à Berlin de 1852 à 1873 et à Milan avant 1887) et, récemment, au moment de renouvellement des équipements : Eaux de Paris ayant repris depuis 2009 la distribution de l’eau à Paris qu’elle avait confiée pendant 20 ans à Veolia et Lyonnaise des eaux pour diminuer les fuites sur les réseaux ; à Berlin une partie du capital des eaux de Berlin est détenue depuis 1999 par des entreprises privées, le sénat gardant la majorité des parts.

112Les quatre métropoles sont aussi relativement comparables pour ce qui est de la mise en place du raccordement des logements à un réseau de distribution d’eau, desserte plus ou moins achevée au début du xxsiècle. Les divergences observées dans la première partie de la comparaison concernent la précocité à mettre en place un traitement des volumes d’eau utilisés croissants, au fur et à mesure que les habitants sont équipés. Il faut alors comprendre les retards dans le traitement des eaux usées, les décalages d’au moins vingt ans entre l’équipement de l’agglomération de Paris et celui de Berlin et, surtout, l’absence de station d’épuration encore en 2000 à Bruxelles et à Milan.

113L’analyse des divergences se focalisera ici sur l’adéquation ou non de l’échelle de gestion des services à celle des prélèvements et des rejets (figure 6-5). On relève l’originalité de Berlin, seul cas d’une gestion intégrée de services d’eau et d’assainissement à l’échelle de l’agglomération, qui se distingue ainsi de Bruxelles, de Milan et de Paris confrontées à l’éclatement de leurs structures administratives de gestion et à une difficile articulation de leur territoire de gestion avec celui de leurs prélèvements et de leurs rejets. Ces divergences vont constituer la seconde différence importante entre les villes : la gestion de l’eau et de l’assainissement a été plus efficace quand les services des villes ont pu avoir une gestion à l’échelle de leur fonctionnement (des points de prélèvement aux points de rejet) et suffisamment souple pour pouvoir s’adapter à la croissance de l’urbanisation (plutôt décentralisée que centralisée).

114L’efficacité de la gestion de l’eau et de l’assainissement berlinoise ne se retrouve nulle part ailleurs. Une des explications de cette efficacité est à chercher dans le choix d’une solution technique dès la fin du xixsiècle, que les élus ont su faire évoluer avec les besoins, mais aussi dans le mode de gestion des services publics : à partir de 1924, un seul service d’eau et d’assainissement, sur l’ensemble de la période, pour gérer tout le réseau de l’agglomération, avec des élus raisonnant à la fois les prélèvements et les rejets dans une ressource pensée comme uniquement locale. Berlin constitue la seule réponse technico-politique (et financière) à l’échelle des problèmes dès le milieu du xxsiècle.

Figure 6-5. Les trajectoires des organisations des services d’eau et d’assainissement et de leur échelle d’action.

Figure 6-5. Les           trajectoires des organisations des services d’eau et           d’assainissement et de leur échelle d’action.

© Catherine Carré

Berlin comme seule approche intégrée du cycle de l’eau

115Les élus de Berlin ont réussi à gérer de façon cohérente les volumes d’eau prélevés dans les nappes et les rejets d’eaux usées, et ceci, à l’échelle de l’agglomération. Depuis les années 1893, la ville de Berlin coordonne la gestion de ses rejets pour préserver la qualité des prélèvements dans la nappe : les eaux usées sont conduites sur les hauteurs de la ville pour être traitées en épandage agricole, puis dès 1925 elles passent dans des stations d’épuration en tête des champs d’épandage. Comme la qualité de l’eau des nappes dépend pour partie des rejets, la collectivité a constamment amélioré les niveaux de traitement des stations d’épuration pour tenir compte de la capacité de dilution de la rivière. Le cycle de l’eau fonctionne aujourd’hui en boucle (figure 6-6) : l’eau usée est traitée dans les stations d’épuration disposées tout autour de la ville, leur rejet allant en partie réalimenter les nappes et les eaux de surface qui sont à leur tour mobilisées et traitées pour produire de l’eau potable. Cela amène les services techniques berlinois à dire que les Berlinois boivent leurs eaux usées ! Cette action ne s’exerce pas que sur l’eau mais aussi sur les sols, à travers la protection des captages et, depuis les années 1960, la dépollution industrielle des sols. L’agglomération de Berlin constituant un Land allemand, le sénat a obligation depuis 2000 de limiter ses prélèvements à son seul territoire. La maîtrise des consommations fait que non seulement la ville est autosuffisante mais qu’elle fournit quelques communes voisines.

116Cette situation exceptionnelle à maints égards — une approche intégrée des prélèvements et des rejets, et ce sur le seul territoire berlinois — doit pour beaucoup aux choix techniques et au contexte historique « sous contrainte » de l’agglomération. Nous avons déjà dit comment l’opposition redoutée des villes d’aval aux rejets d’eaux usées non traités dans la Spree avait conduit à les traiter localement par épandage en 1873, puis comment la volonté d’être indépendant pour la production d’eau potable dans les années 1950 avait nécessité de limiter les prélèvements dans les nappes et d’améliorer la qualité des rejets dans les cours d’eau.

Figure 6-6. Le circuit en boucle de l’eau potable et de l’assainissement à Berlin en 2015.

Figure 6-6. Le             circuit en boucle de l’eau potable et de l’assainissement à Berlin             en 2015.

Source : Berliner Wasserbetriebe - © Aurélien Baro

La concordance entre les échelles de gestion des services et les niveaux de qualité de la ressource

117Ce résultat a été obtenu par l’intégration progressive des services d’eau et d’assainissement dans un service unique à l’échelle de toutes les communes de l’agglomération, ce qui lui a permis d’imposer une continuité technique. La mise en place en 1873 d’un système décentralisé d’assainissement avec une logique modulaire par quartier repose sur la rencontre de deux hommes, Rudolf Virchow pathologiste et James Hobrecht ingénieur. Douze petits réseaux collectent les eaux usées dans la ville basse, conduites par pompage en périphérie sur les plateaux pour être traitées en épandage. Ce choix technique va pouvoir être poursuivi et développé tout au long du xxsiècle grâce à la réorganisation des services techniques : dès 1924, un seul service d’eau et d’assainissement gère les réseaux de toutes les communes de l’agglomération (après l’incorporation des communes de banlieue en 1920). En 1937, la ville est l’unique actionnaire de ce service organisé en société par action. Cette gestion à l’échelle intercommunale va s’interrompre avec la division de la ville, mais côté ouest-allemand l’eau et l’assainissement sont de nouveau gérés par un seul service dès 1962, et dès 1990 les deux services ouest et est-allemand sont réunis pour être fusionnés en 1992. Depuis 1999, même si le capital de la société Berliner Wasserbetriebe a été ouvert à l’actionnariat privé, le sénat demeure l’actionnaire dominant.

118À l’échelle des agglomérations, les services d’eau et d’assainissement sont aujourd’hui confondus en une seule entité à Berlin au sein de la société Berliner Wasserbetriebe. Cette gestion intercommunale se retrouve à Bruxelles au sein d’Hydrobru, intercommunale bruxelloise de distribution et d’assainissement d’eau pour les 19 communes de l’agglomération. À Milan également, les deux services d’eau et d’assainissement ont été réunis en un seul en 1999 dans le Servizio idrico integrato. Cependant le service reste limité à la seule ville de Milan. Cette organisation renvoie à la situation italienne d’une extrême fragmentation des services, dans une histoire de compétition entre les villes mais aussi d’un approvisionnement par l’eau de la nappe ce qui confère à chaque ville la possibilité d’un relatif isolement. La loi Gally de 1994 éditée en Italie pour lutter contre le morcellement communal et inciter aux regroupements intercommunaux n’a pas réussi à mettre en cause ce service strictement municipal.

119Quant à l’agglomération parisienne, la gestion de l’assainissement est assurée par un syndicat interdépartemental pour toutes les communes de la petite couronne et une partie des communes de la grande couronne, le SIAAP, alors que la gestion de l’eau est bien séparée entre la ville de Paris, qui gère son eau au sein de sa régie Eau de Paris, et les communes de la banlieue réunies en syndicats intercommunaux, dont depuis 1923 l’actuel Sedif (syndicat des eaux d’Île-de-France) regroupant aujourd’hui 142 communes, et le syndicat des eaux de la presqu’île de Gennevilliers.

Le morcellement organisationnel des services, reflet de la difficulté à gérer la qualité

120L’exemple de la gestion distincte de l’eau et de l’assainissement à Paris, et de la dissociation de l’échelle de gestion — métropolitaine pour l’assainissement et divisée entre ville-centre et communes de banlieue pour l’eau potable — rappelle qu’entre ces deux entités la collaboration s’est généralement faite sous la contrainte de la nécessité.

121À Bruxelles, la fin du xixsiècle et la première moitié du xxsiècle sont marquées par les rivalités entre Bruxelles et les communes de sa banlieue. Deligne explique (voir « Bruxelles et la Senne ») qu’il faut les sécheresses accusées de 1921, 1929-1930 et d’août 1932, dans un contexte de crise financière, pour que le petit service des eaux de la ville avec ses trois communes adhérentes fusionne avec la Compagnie intercommunale bruxelloise des eaux, regroupant les seize autres. Elle insiste sur la défiance entre communauté flamande et francophone pour comprendre l’absence d’organisation régionale de la ville capitale ; de même, elle rappelle les résistances des institutions municipales face à la montée d’une structure régionale. Tout ceci participe des atermoiements et des retards dans la mise en place des stations d’épuration. Pour Deligne, il faut aussi chercher dans la multiplicité des structures gestionnaires l’absence d’une vision commune des intérêts écologiques à prioriser et la difficulté à dialoguer avec les citoyens.

122À Paris, grâce aux conduites d’eau de source de Bourgogne, Normandie, Picardie la ville bénéficie d’une certaine autonomie depuis le milieu du xixsiècle, elle a donc pu continuer de fonctionner seule, une certaine solidarité étant assurée actuellement par l’interconnexion des canalisations avec celles du Sedif. En revanche, la nécessité de protéger les captages des usines d’eau parisiennes en Seine à l’amont de Paris a conduit les élus parisiens à participer à la gestion de l’assainissement des communes de banlieue. Bellanger (2010) rappelle la décision du conseil général de la Seine non plus d’aider mais de suppléer à l’incapacité des communes de banlieue en élaborant un réseau d’assainissement commun, et ce à partir des années 1880. Toutefois, le service d’assainissement ne gère que le réseau départemental et ne s’occupera jamais des réseaux communaux. C’est encore le cas au sein du SIAAP au sigle très explicite de syndicat interdépartemental pour l’assainissement de l’agglomération parisienne. En dépit de sa majorité au sein du conseil général, la ville de Paris n’aura pas les moyens d’imposer aux communes de banlieue un schéma décentralisé (échec des projets de 1884, 1892, 1905, 1911, 1913). Seul le conseil général de la Seine pourra finalement imposer à celui de Seine-et-Oise la construction de la station d’Achères sur les champs d’épandage en 1940. Ensuite, dans le contexte de la forte croissance de la petite couronne puis de la grande couronne après 1945, il faut la pression de la nouvelle agence de l’eau et du district parisien pour concilier la géographie des rejets communaux avec les capacités de traitement et obtenir en 1968 l’abandon du « tout Achères » et la construction de stations d’épuration à l’amont de Paris (Noisy-le-Grand en 1975 et Valenton en 1987). Cette situation conduit à ce que les eaux usées des communes ne soient jamais totalement raccordées aux stations d’épuration. En effet, dans l’attente du raccordement aux émissaires vers Achères, les techniciens ont toléré que les fosses septiques des communes soient provisoirement raccordées sur les réseaux pluviaux. Or, comme les services techniques n’ont jamais contrôlé le bon raccordement des eaux usées ou pluviales dans les réseaux séparatifs, cela a abouti à ce que la station de Valenton prévue pour traiter un volume d’eau usée établi sur la consommation d’eau potable voie les effluents doubler par temps de pluie. Le raccordement de la totalité des effluents à une station d’épuration n’a été obtenu que dans les années 2000. Quant à la mise en conformité, dans les habitations, des branchements des eaux pour la séparation des eaux usées et des eaux de pluie, elle n’est toujours pas obtenue.

123Enfin Milan, elle, est confrontée à la fin du xixsiècle à la pollution de la nappe de surface (contamination fécale sur les 30 premiers mètres où prélèvent les puits domestiques). Or Milan n’a jamais pu imposer quoi que ce soit aux autres villes concernées par ses besoins et ses rejets : en amont, elle n’a pas pu acheter des terrains pour satisfaire ses besoins en eau. D’où la décision de construire un réseau d’égouts pour protéger la nappe et un réseau d’aqueduc. En 1889, la ville commence donc par réaliser un forage dans les couches profondes (à 100 mètres dans la nappe captive protégée par la couche d’argile) pour éviter l’eau de surface polluée, puis dans les années 1970 face à la pollution des communes amont, elle doit progressivement éloigner ses forages au sud, ce qui nécessite de lourds investissements. Quant à l’assainissement, rappelons qu’il faut une contrainte extérieure, la condamnation par l’Union européenne, pour débloquer la situation.

Conclusions

124L’étude des réponses des quatre métropoles aux défis de l’alimentation en eau et de l’évacuation des eaux sales fait apparaître pour un même contexte européen scientifique et technique des réponses très contrastées. Les quatre villes ont suivi une trajectoire générale de dégradation de la qualité de leurs milieux aquatiques suivie par une amélioration ces dernières décennies : celle-ci est marquée de périodes charnières, de décalages entre les impacts, leur détection et une réponse. Malgré 150 ans d’une approche scientifique et technique commune du cycle de l’eau, et 30 ans de réglementation européenne, chaque société urbaine a répondu différemment, à sa façon.

125Deux éléments se dégagent pour comprendre les incitations à agir ou au contraire les inerties :

  • du côté des incitations, les pressions, ou pas, pour la préservation de la ressource en eau potable et la nécessité de traiter les rejets d’eau usée (cas de Berlin, cas de Paris), la pression politique des acteurs d’abord locaux (cas de Berlin, mais aussi de Milan) dans un cadre de fonctionnement des services d’eau et d’assainissement qui reste national, puis la pression récente des acteurs européens ;

  • du côté des inerties, au-delà des rivalités politiques, l’entêtement dans une solution technique qui ne correspond pas à la réalité des besoins ni des solutions possibles.

126Les moyens de l’efficacité se mesurent aux moyens politiques et financiers mis en place, comme en témoigne le prix élevé de l’eau à Berlin. Les différences peuvent aussi être dues à l’interprétation locale ou nationale de la DCE : les retards dans l’assainissement et la vision locale de l’eau potable sont pour Bruxelles et Milan une explication de la sensibilité actuelle des usagers à l’augmentation du prix de l’eau. À Berlin, la logique d’une gestion locale rend les gestionnaires peu réceptifs à une approche de la qualité de la rivière par grand bassin versant (Elbe). Berlin est la seule métropole où les élus aient géré la cohérence des échelles du petit cycle de l’eau entre prélèvement et rejet. Cependant aucune des solutions ne s’intéresse vraiment au milieu tel que la DCE le réclame : les usages prédominent comme driver des choix. Finalement, même si les quatre villes ont vu leur trajectoire se rejoindre sous l’effet de la pression réglementaire nationale et surtout européenne, seules Milan et Berlin ont aujourd’hui des stations d’épuration qui fonctionnent avec des rendements satisfaisants et une marge de manœuvre, ce qui n’est le cas ni de Bruxelles, ni même de Paris.

127Avec l’analyse des processus, nous pouvons interroger les effets spatiaux des actions entreprises. Il faut rappeler les difficultés — par précaution pour les grandes villes du monde en train de s’équiper — de mise en place et de bon fonctionnement des réseaux d’assainissement centralisés. Ce qui implique de réussir à financer et faire construire ensemble réseaux et stations, tout en accompagnant les extensions urbaines. Cela n’a jamais été obtenu pour Paris. Il faut ensuite insister sur l’efficacité d’une organisation des services urbains à l’échelle des prélèvements en eau brute et des rejets d’eaux usées, effets appréciés aussi quant à la solidarité avec les autres collectivités territoriales. Peut-on alors y chercher une des conditions de la métropolisation réussie ? Berlin et Milan comme figure d’une métropolisation aboutie ? On peut penser que pour l’agglomération parisienne, la capacité à gérer l’eau de la ville de Paris avec celle des communes de banlieue est certainement un enjeu de la future métropole. Gageons toutefois que cette intégration prendra un certain temps pour aboutir. Enfin, si la période récente voit la prise de conscience par les habitants de ces grandes villes de la fragilité de la ressource, des milieux, et de leur responsabilité dans leur choix de gestion, que dire de l’impact de ces agglomérations sur l’eau des pays dont elles dépendent, pour leur approvisionnement en produits agricoles et industriels ?

Pour conclure : les trajectoires de qualité des eaux des métropoles européennes

Catherine Carré, Laurence Lestel, Michel Meybeck

128La prise en compte des relations entre les métropoles et leurs cours d’eau à l’échelle du bassin versant dans son ensemble a permis de construire sur le long terme et selon un schéma semblable les trajectoires de l’état des cours d’eau et leur articulation avec les pressions et les réponses. Sur la figure 6-7, l’échelle de gauche indique l’état du milieu, avec pour le début de notre période un état moyen (dit Jaune pour reprendre le code couleur de l’état des masses d’eau de la DCE), se dégradant rapidement (de l’orange au rouge très dégradé), le bleu correspondant au bruit de fond naturel de la rivière. L’échelle de droite indique la réponse sociale, en fonction de la surveillance de la rivière et des solutions apportées, depuis une absence de surveillance en rouge à un suivi très satisfaisant en bleu, cette surveillance ne donnant pas forcément lieu à des actions. Les données pour retracer les trajectoires de la qualité sous l’angle de la pollution domestique et métallique n’étant pas disponibles ou inexistantes, il a donc été nécessaire de les reconstruire à partir des données recueillies dans les archives ou en ayant recours à l’analyse de carottes sédimentaires et à des sorties de modèles pression-état (modèle Seneque du Piren-Seine).

Figure 6-7. Les trajectoires de qualité : la mise en relation de l’évolution de l’état de la rivière (E) avec les pressions (P) et les réponses des quatre métropoles (R) de 1900 à 2010.

Figure 6-7. Les         trajectoires de qualité : la mise en relation de l’évolution de l’état         de la rivière (E) avec les pressions (P) et les réponses des quatre         métropoles (R) de 1900 à 2010.

Le code de l’état des cours d’eau est celui des couleurs de la DCE : Rouge pour très mauvais, Orange pour médiocre, Jaune pour moyen, Vert pour bon et Bleu pour très bon.

© Catherine Carré, Laurence Lestel, Michel Meybeck

129Il nous faut alors conclure sur ce qu’apporte l’analyse de ces trajectoires dans des villes qui ont le même point de départ — conjuguant des pressions croissantes sur les cours d’eau, un début de surveillance et de traitement collectif des eaux usées — et le même point d’arrivée : les directives européennes de 1991 (DERU) et de 2000 (DCE) imposant à toutes les villes des stations d’épuration avec des obligations de niveau de traitement et des actions pour améliorer l’état des cours d’eau et de leurs milieux.

130Cette approche a mis en lumière les spécificités de chacune de ces quatre villes et de leurs cours d’eau. Il s’agit souvent de trajectoires complexes, bien loin d’un modèle idéal où l’on observerait une réponse rapide des pouvoirs publics à partir du moment où la compréhension des pressions sur la dégradation du bon état serait acquise. Au-delà de ce que les sociétés se disent prêtes à accepter pour elles comme pour les cours d’eau, cette construction de trajectoire de la qualité ville par ville doit alors permettre d’interpréter les capacités des acteurs urbains à réduire effectivement les pressions actuelles et à améliorer la qualité des milieux aquatiques.

Les réponses des quatre villes et leur efficacité relative

131Dans les quatre villes étudiées, les réponses ont eu des efficacités très variables, selon les périodes concernées. Ainsi les réponses ont pu être inexistantes, quand la rivière a été couverte et a disparu des préoccupations des riverains ou, à l’inverse être déterminante, sous l’effet de la réglementation européenne, obligeant Bruxelles et Milan à se doter de stations d’épuration. On peut souligner combien Paris et Berlin ont eu des trajectoires assez semblables, avec cependant une avance de Berlin d’environ 15 ans sur toutes les réponses apportées et une vision plus intégrée du cycle de l’eau. En revanche, Milan et Bruxelles, même si elles ont suivi la même trajectoire générale sur la longue durée de dégradation de la qualité de leurs milieux aquatiques, n’ont apporté des solutions que dans les années 2000, soit près de 60 ans après Berlin et Paris. Pour autant, à Milan, l’orientation économique et agricole de la ville a fait de l’épandage en terrain agricole une constante depuis le Moyen-Âge, se perpétuant dans le choix en 2005 d’affiner les rejets d’une de ses trois stations d’épuration par ultraviolet pour continuer leur utilisation comme fertilisant agricole.

Figure 6-8. La diversité des réponses et de leur efficacité sur l’amélioration de la qualité des cours d’eau, à Berlin, Bruxelles, Milan, Paris, 1870-2010.

Figure 6-8. La           diversité des réponses et de leur efficacité sur l’amélioration de           la qualité des cours d’eau, à Berlin, Bruxelles, Milan, Paris,           1870-2010.

© Catherine Carré, Laurence Lestel, Michel Meybeck

132Les résultats obtenus montrent l’absence de causalité entre la connaissance de la qualité des cours d’eau, sa surveillance et les décisions prises. Les réponses, et donc l’amélioration des milieux, ne sont pas liées à une appréciation des impacts économiques, sanitaires et écologiques. En fait, ces impacts réels sont très peu documentés, encore moins chiffrés. De nombreux types de pollution — comme les métaux lourds ou les hydrocarbures HAP — sont passés inaperçus pendant des décennies, par défaut de surveillance adéquate du milieu. Après 1950, la diminution des rejets polluants toxiques (métaux, HAP) s’est souvent produite de façon non recherchée, sous l’effet des changements de pratiques industrielles, des délocalisations, et non des réponses aux impacts. L’analyse de carottes sédimentaires a servi pour reconstruire une évolution de la contamination métallique des cours d’eau des 30 à 50 dernières années qui n’était pas disponible ou de médiocre qualité dans les inventaires de qualité des eaux. Pour trois de ces villes, la décontamination métallique a commencé dans les années 1970 ; à Berlin la Havel, qui reçoit la Spree à Spandau, est directement impactée par les rejets industriels de Berlin-Est et ne commence sa décontamination que dans les années 1990, avec l’arrêt de la production de ces établissements industriels. Pour Bruxelles, la modélisation de la charge organique a montré la contamination sévère de la Senne à la fin du xixsiècle dont une grande part était due aux rejets industriels : malgré le doublement de la population sur un siècle, cette pollution est moindre en 1990, du fait de la modification des procédés industriels et de la désindustrialisation.

133Les impacts lointains, en position distale du système fluvial (à l’estuaire, en zone côtière), sont rarement pris en compte même si les plaintes d’Anvers pour la Senne, et de pays adriatiques pour le Lambro, loin de Bruxelles et de Milan, ont accéléré la construction récente de leurs stations d’épuration. D’autres impacts importants des métropoles sont maintenant externalisés sur d’autres continents (Paris génère pour son approvisionnement en nourriture une accélération du cycle de l’azote en Amérique du Sud, au Brésil) (Lassaletta et al., 2014).

134Le poids du politique s’est avéré ici très important, tout en gardant en tête que ces villes restent des villes exceptionnelles dans leur réseau national, profondément marquées par leur histoire. Nous avons ainsi pu établir une échelle d’efficacité des réponses apportées au problème de dégradation des eaux, dès la fin du xixsiècle, par les différentes décisions prises : de l’efficacité la plus faible — comme la couverture de la Senne qui enterre le problème autant que la rivière —, à la plus forte, généralement sous l’impact des protestations en aval de la ville qui induit un changement de politique, comme à Berlin dans les années 1870 ou à Bruxelles et à Milan dans les années 1990. Les décisions politiques sont à rapprocher des appropriations de ces cours d’eau par les citadins, comme la baignade, censée améliorer l’hygiène des populations et pratiquée comme loisir. Pour Paris et Berlin, l’étude des lieux de baignade a montré l’éloignement progressif de la population de la rivière dont la fonction principale a été dévolue au trafic fluvial. À Paris, ces lieux de baignade ont d’abord été éloignés (en amont de Paris, ou sur la Marne), puis interdits, mais seulement très récemment pour des raisons de qualité de l’eau. À Berlin, l’isolement politique et économique de Berlin-Ouest en RDA a conduit le sénat à se doter de stations de traitement des eaux techniquement très développées pour sauvegarder les lieux de baignades atteints par l’eutrophisation dès les années 1950 et satisfaire les besoins en loisir de ses habitants. Quant à Milan, cette activité de récréation, rendue impossible dans les canaux par la pollution, a été restituée aux habitants à partir des années 1930 dans un lieu aquatique artificiel, l’Idroscalo.

Des choix différents, marquant la qualité passée et actuelle des cours d’eau

135Même si ces villes ont suivi une trajectoire générale sur la longue durée de dégradation de la qualité de leurs milieux aquatiques, suivie d’une amélioration ces dernières décennies, nous pouvons formuler que des différences structurantes demeurent entre les villes. Finalement, même si les quatre villes ont vu leurs trajectoires se rejoindre sous l’effet de la pression réglementaire nationale et surtout européenne, seules Milan et Berlin ont aujourd’hui des stations d’épuration qui fonctionnent avec des rendements satisfaisants et une marge de manœuvre, à l’inverse de Bruxelles ou même de Paris.

136Durant ce siècle de croissance démographique et industrielle (1850-1950), la grande question de ces villes a été le cycle de l’eau : où s’approvisionner pour pourvoir aux besoins nouveaux des citadins (nettoyage des rues, activités industrielles, eau domestique) et comment gérer leurs rejets d’eaux usées ? C’est bien la manière dont a été traitée cette question par les acteurs concernés qui a eu un impact sur la qualité des milieux.

137Si l’eau était prélevée sur place, il a fallu préserver la ressource. Cela a conduit très rapidement Berlin à mettre en place son système décentralisé de récupération des eaux usées, égouts et champs d’épandage, pour protéger l’eau des nappes. Paris est restée dépendante des prélèvements dans la Seine et la Marne, même si une partie de la difficulté avait été résolue par la décision de Belgrand d’aller chercher de l’eau de source à la périphérie de la région parisienne. Elle a développé un réseau centralisé d’assainissement, sans réussir à gérer ses rejets ni ceux des communes de banlieue, conduisant à une dégradation marquée de son fleuve. Dans les deux villes, les choix d’assainissement ne se sont pas avérés suffisants pour traiter la charge croissante de l’entre-deux-guerres mais Berlin a multiplié ses infrastructures de traitement des eaux usées après 1950, comptant jusqu’à neuf stations d’épuration en 1985, alors que Paris, dans une logique amont-aval très prononcée, peinait à sortir du « tout-Achères ». Aujourd’hui la station Seine aval (Achères) demeure la plus grosse station d’Europe pouvant traiter les eaux usées de 70 % des habitants de l’agglomération. La localisation de cette station impacte structurellement la qualité des eaux de la Seine réceptrice : une épuration excellente à 95 % correspond par temps de pluie à un rejet non traité d’une ville de 250 000 habitants.

138Milan n’a pas pu, à la différence de Paris et Bruxelles, aller chercher ses eaux en amont, par refus des villes du Piémont de se laisser déposséder de leurs eaux. Si la quantité n’a pas été une contrainte, Milan disposant d’une abondante ressource souterraine, la ville a néanmoins subi la pollution de la nappe, pollution qui a conduit les élus dès la fin du xixsiècle à construire un aqueduc pour aller chercher l’eau dans la nappe profonde. Cependant ils n’ont pris conscience de la pollution de cette nappe que dans les années 1970.

139Les deux villes de Milan et Bruxelles ont largement contaminé leurs rivières en ne mettant pas en place de traitement de leurs eaux usées avant 2000. Milan disposait bien de son système de marcites qui perdurait depuis le Moyen-Âge, mais ces champs, qui ne lui appartiennent pas, contrairement aux champs d’épandage de Berlin et Paris propriétés de ces villes, ne pouvaient plus être irrigués par les eaux usées trop polluées déversées au xxsiècle. Les conséquences ont été des rivières servant d’égouts, couverts à Bruxelles, ouverts à Milan, rejoignant les fleuves Escaut et Pô puis les mers du Nord et Adriatique, contribuant de manière remarquée à leur pollution et à la condamnation de leurs États par l’Union européenne.

140La dégradation de ces milieux naturels, avec comme impact une atteinte à la santé des populations (choléra, typhoïde), a conduit au développement de réseaux de surveillance, souvent pilotés au niveau municipal. Ces réseaux ont permis d’établir pour la première fois la connaissance scientifique des milieux aquatiques (Seine, Spree), de supprimer les prises d’eau trop contaminées et de lentement changer le regard sur ces milieux. Une pollution trop marquée a suscité l’implémentation de politiques publiques, souvent nationales, pour diminuer les pressions sur les rivières : contrôle des rejets industriels, augmentation du nombre de stations d’épuration ou de leur capacité, amélioration des procédés de traitements des eaux. Nous n’avons cependant pas étudié en profondeur ce lien fort entre savants et société pour mieux comprendre les motivations des politiques à proposer des réformes concernant les eaux de leur ville. Toutefois le travail d’inventaire des données existantes a permis d’identifier une très grande diversité d’institutions en charge de l’observation des cours d’eau, chaque usage générant ses propres institutions.

141Il faut souligner l’importance des héritages structurels et institutionnels qui continuent, pendant des décennies, à modeler le système. Pour ce qui est des héritages structurels, institutionnels et juridiques, lors de leur développement les mégapoles s’équipent de structures pérennes qui transforment complètement le cycle de l’eau : structures d’adduction d’eau, de collecte des eaux de ruissellement et des eaux usées, de lutte contre les inondations, quais et ports fluviaux, usines de traitement des eaux brutes et des eaux usées. De plus, les villes génèrent, à l’extérieur de leur territoire propre, d’autres structures pérennes comme des voies de navigation, des barrages. Les réponses sont donc contraintes par ces structures quasi pérennes. Il est alors très difficile de modifier des choix souvent pris un siècle auparavant : la station d’épuration d’Achères (Seine aval) — qui maximise l’impact des rejets traités sur la Seine — résulte de choix faits par Paris au début du xxsiècle. Cinquante ans plus tard, il faudra plusieurs décennies pour convaincre les ingénieurs de la ville de Paris de construire d’autres stations et diminuer cet impact structurel.

142Les nombreuses institutions et administrations de gestion des eaux qui se développent graduellement, avec leurs objectifs spécifiques, leurs pratiques et leur système normatif, sont également des héritages lourds. Elles sont là pour faciliter la mise en œuvre des réponses mais elles ont également leur inertie propre. Parfois ces héritages ne sont plus en adéquation avec les nouvelles approches, comme le concept de gestion intégrée des bassins : la police et la gestion des eaux en France restent séparées entre cours d’eau domaniaux et non domaniaux, ministères de l’Équipement et de l’Agriculture, service des agences de l’eau et autres services de l’État, malgré les lois sur l’eau qui se succèdent. Les contraintes historiques du statut de Bruxelles et de Berlin ont largement pesé sur la gestion de l’eau dans ces villes.

143Pour autant, deux types de réponses opposés se sont dégagés des trajectoires de qualité des quatre métropoles, selon le mode d’organisation des services (coordonnant ou non le service d’eau et d’assainissement) et l’échelle de gestion. Le premier type repose sur le fait que les villes qui se sont dotées d’un système d’épuration des rejets efficaces sont celles où la ressource en eau locale a été dégradée en partie par leurs propres rejets, ce qui les a contraintes à agir pour limiter l’impact de leurs rejets et protéger leur ressource. Cela correspond au cas de l’agglomération berlinoise, limitant ses impacts sur la rivière soit de crainte des protestations des villes en aval (comme Charlottenburg à la fin du xixsiècle), soit parce qu’elle subissait elle-même les rejets de l’amont (abandon de la prise d’eau de Stralauer Tor en 1893 ; pollution de Berlin-Est lors de la séparation). Cela permet aussi de comprendre la coopération entre la ville de Paris et les communes de sa proche couronne au début du xxsiècle pour traiter les eaux usées à l’amont de la ville où se trouvaient les prises d’eau pour Paris, coopération que l’on ne retrouve pas pour la distribution d’eau potable, Paris conservant pour elle l’eau des sources lointaines amenée par aqueduc, et laissant les communes de banlieue gérer leur approvisionnement. Le second type correspond au cas où la gestion de l’eau et de l’assainissement nous a semblé plus efficace, quand la compétence des services s’exerçait à l’échelle de leurs points de prélèvement et de rejet, d’une façon suffisamment souple pour pouvoir s’adapter à la croissance de l’urbanisation. La prise en compte de l’agglomération dans son ensemble a mis en évidence des choix de gestion des communes de banlieue assez différents de ceux de la ville-centre, s’inscrivant dans des relations de pouvoir asymétriques, selon les moyens qu’ont eus, ou non, les villes-centres pour imposer leurs intérêts aux communes voisines et le sens qu’elles ont donné à l’organisation intercommunale mise en place. On retrouve alors le cas de l’agglomération berlinoise, dont le cycle urbain de l’eau fonctionne en boucle, dans un réseau décentralisé : l’eau usée est remontée sur les hauteurs de la ville pour y être traitée et va en partie réalimenter les nappes et les eaux de surface mobilisées pour produire de l’eau potable. Ce système d’assainissement a été facilité par l’intégration de la gestion de l’eau et de l’assainissement dans un seul service à l’échelle de l’agglomération.

144Enfin, on peut se poser la question du rôle à attribuer au prix de l’eau comme traceur de l’effort de lutte contre la pollution et de protection du milieu. Peut-on dire que seule Berlin s’est vraiment dotée des moyens financiers pour traiter la ressource, avec un écart de prix entre Berlin et les autres villes étudiées d’un facteur deux pour Paris et Bruxelles et même six pour Milan ? Au regard des éléments pris en compte, nous pouvons au moins dire qu’elle s’est donné les moyens financiers de ses choix techniques dans la longue durée.

Les effets irréversibles des métropoles sur leurs cours d’eau

145Saisir les tendances majeures d’évolution des impacts et des réponses a consisté à donner du sens aux changements que l’on pouvait identifier soit dans l’état du milieu, soit dans les impacts, soit dans les réponses.

146Pour l’état du milieu, il se dégage un profil spécifiquement urbain des impacts des métropoles sur la qualité des eaux : pollution organique (DBO5, ammoniaque, phosphates), contamination bactérienne, contamination métallique, notamment par le mercure, le cadmium, le plomb, dû à la particularité des activités urbaines sur le long terme. Les deux premières pollutions sont accélérées par la collecte et le rejet des eaux usées à la rivière, sans traitement ou avec un traitement insuffisant compte tenu de la croissance urbaine.

147Les impacts sanitaires et économiques ne sont guère documentés sur le long terme. En ce qui concerne l’impact écologique, il est énorme même s’il reste mal connu. Dès la fin du xixsiècle les scientifiques de Paris et de Berlin se basent sur leurs observations de la Seine, de la Spree et des petites rivières urbaines pour mettre en évidence les changements radicaux des communautés aquatiques. L’analyse des communautés piscicoles sur le siècle passé retrace leur très forte dégradation, puis une reconquête d’une diversité, un retour de certaines espèces migratrices permis par l’amélioration de la qualité des milieux. Les inventaires montrent la disparition de certaines espèces compensées par des introductions et des invasions d’autres espèces. La diversité se rétablit partiellement mais les changements d’espèce sont définitifs. Les types d’espèces présentes aboutissent à une homogénéisation et une forme de banalisation, à caractère irréversible.

148Quant aux réponses, un même type de réponse technique est imposé par la réglementation européenne depuis une vingtaine d’années, conduisant à la prise en compte des impacts sur les milieux puis à l’intégration progressive du maintien des fonctionnalités des cours d’eau. Là encore, on peut constater le caractère irréversible des transformations physiques des milieux. L’effet des seuils de moulins, des barrages de navigation et d’autres ouvrages qui perdurent, même quand les usages de la rivière correspondants ont disparu, montre les limites d’une possible restauration écologique. Les hydrostructures établies dans le réseau fluvial sont autant d’héritages modifiant l’habitat aquatique.

149Si l’on considère finalement la qualité des eaux des cours d’eau, en prenant le taux d’oxygène dissous qui est l’indicateur le plus facilement comparable, les cours d’eau des villes ont retrouvé (sauf Bruxelles sur sa partie amont) une teneur en oxygène supérieure à 5 mg/L. En revanche, l’amélioration biologique des cours d’eau n’est pas encore une réalité, la qualité écologique de l’eau oscillant de médiocre à moyen pour toutes ces villes. Même la ville de Berlin, citée comme exemplaire, ne peut en l’état satisfaire aux exigences d’une restauration biologique et physique du cours d’eau. D’une part, elle n’a pas fini de résorber la pollution des bras industriels de la Spree, côté est-allemand. Enfin, le sénat est dans l’incapacité de supprimer les écluses et les retenues d’eau sur la Spree pour retrouver une libre circulation des sédiments et des poissons : ces écluses garantissent un débit minimum pour diluer les apports des stations d’épuration. Berlin en période d’étiage sévère demande alors aux services gestionnaires de la Spree à l’amont d’effectuer des lâchages d’eau, comme Paris avec les grands lacs de Seine, soutenant en été le débit d’étiage.

150Finalement ces rivières ont totalement été modifiées, les faisant entrer dans l’ère de l’anthropocène. Nous mobilisons volontairement ce concept, actuellement très débattu tant en termes de définition que de périodisation, pour décrire des rivières qui ne peuvent plus retrouver un fonctionnement naturel, continuellement ajustées aux besoins des métropoles qui les régulent.

Bibliographie

Références

Amt für Statistik Berlin-Brandenburg, 2011. Statistisches Jahrbuch 2011, Kulturbuch-Verlag, Berlin.

Arand M., 1932. Die Geschichte des Fischereiwesens in Berlin und in Stralau bis zur Einführung der Gewerbefreiheit. Archiv für Fischereigeschichte, 16, 1‑145.

Barles S., 2007. Feeding the city: Food consumption and flow of nitrogen, Paris, 1801-1914. Science of the Total Environment, 375 (1-3), 48‑58.

Barraqué B., Nercessian A., 2008. Mieux comprendre comment évolue la consommation d’eau à Paris, Rapport AgroParistech, http://www2.centre-cired.fr/IMG/pdf/Baisse_ConsEAU_Paris_V5-1.pdf , (consulté le 19 septembre 2016).

Bärthel H., 2003. Geklärt! – 125 Jahre Berliner Stadtentwässerung, Berliner Wasserbetriebe, Berlin, 292 p.

Battegazzore M., Bartone C., Paoletti A., Riva P., Rossaro B., 1992. Valutazione della qualità del fiume Lambro con uso di substrati artificiali. In: Ecologia, Atti del V Congresso nazionale della Società Italiana di Ecologia, 21-25 settembre, (R. Marchetti, M. Cotta Ramusino, eds.), Milan, 441‑445.

Bellanger E., Pineau E., 2010. Assainir l’agglomération parisienne, histoire d’une politique publique interdépartementale (xixe-xxe siècles), Les Éditions de l’Atelier, 352 p.

Belliard J., 1994. Le peuplement ichtyologique du bassin de la Seine. Rôle et signification des échelles temporelles et spatiales, thèse de doctorat, Paris VI, 197 p.

Belliard J., Marchal J., Ditche J.M., Tales E., Sabatié J., Baglinière J.L., 2009. Return of adult anadromous Allis shad (Alosa alosa, L.) in the river Seine, France: a sign of river recovery? River Research and Application, 25, 788-794.

Bestehorn F., 1913. Die geschichtliche Entwicklung des märkischen Fischereiwesens. Archiv für Fischereigeschichte, 1, 1-199.

Boët P., Duvoux B., Allardi J., Belliard J., 1994. Incidence des orages estivaux sur le peuplement piscicole de la Seine à l’aval de l’agglomération parisienne (bief Andrésy-Méricourt). La Houille Blanche, 1-2, 141-147.

Boët P., Belliard J., Berrebi-dit-Thomas R., Tales E., 1999. Multiple anthropogenic impacts induced by Paris on fish populations in the Seine Basin, France. Hydrobiologia, 410, 59-68.

Carré C., Lestel L., Winklhöfer K., 2014. Métropolisation et dégradation de la qualité des fleuves : quels constats pour quelles réponses ? Approche comparée de 1850 à 2010 de quatre métropoles, Bruxelles, Berlin, Milan et Paris. In : Fleuves et territoires (M. Bernadet, A. Frémont, eds.), IRVSM éditions, 91-102.

Clavel B., 2001. L’animal dans l’alimentation médiévale et moderne en France du Nord (xiiie-xviie siècles). Revue archéologique de Picardie, Numéro spécial, 19(1), 9-204.

Crutzen P.J., Stoermer E.F., 2000. The Anthropocene. Global Change Newsletter, International Geosphere Biosphere Programme (IGBP), 41, 17‑18.

Driescher E., 2003. Veränderungen an Gewässern Brandenburgs in historischer Zeit. Studien und Tagungsberichte, vol. 47, Landesumweltamt Brandenburg.

Dupuy C., 2012. Ce que la comparaison qualitative de politiques infranationales fait aux débats théoriques. Revue internationale de politique comparée, 19(2), 121-139.

Estèbe A., 1996. Impact de l’agglomération parisienne et de ses rejets de temps de pluie sur les concentrations en métaux des matières en suspension et des sédiments en Seine en période estivale, thèse de l’Université Paris XII-Val de Marne.

Euzénat G., Pénil C., Allardi J., 1992. Migr’en Seine. Stratégie pour le retour du saumon en Seine, Rapport technique, SIAAP-Conseil Supérieur de la Pêche.

Even S., Mouchel J.‑M., Servais P., Flipo N., Poulin M., Blanc S., Chabanel M., Paffoni C., 2007. Modeling the impacts of combined sewer overflows on the River Seine water quality. Science of the Total Environment, 375(1-3), 140-151.

Francis R.T., 2012. Positionning urban rivers within urban ecology. Urban Ecosystem, 15, 285‑291.

Friedel E., 1886. Die Wirbeltiere der Provinz Brandenburg. Festschrift für die 59. Versammlung Deutscher Naturforscher und Aerzte zu Berlin, Berlin.

Gadeau de Kerville, H., 1897. Faune de la Normandie : reptiles, batraciens et poissons. Bulletin de la Société des Amis des Sciences Naturelles et du Muséum de Rouen, 147‑676.

Goldmann K., 1982. Märkische Kulturlandschaft – das Erbe bronzezeitlicher Kolonisation? Ausgrabungen in Berlin, 6(82), 5‑50.

Graia, 2007. Carta Provinciale delle Vocazioni Ittiche, Province de Milan, 247 p.

Grosbois C., Meybeck M., Horowitz A., Ficht A., 2006. The spatial and temporal trends of Cd, Cu, Hg, Pb and Zn in Seine River floodplain deposits (1994-2000). Science of the Total Environment, 356, 22‑37.

Grosbois C., Meybeck M., Lestel L., Lefèvre I., Moatar F., 2012. Severe and contrasted polymetallic contamination patterns (1900-2009) in the Loire River sediments (France). Science of the Total Environment, 435, 290‑305.

Hoelzmann P., 1998. Bestandaufnahme, Verteilungsmuster und Bewertung der Schwermetallkontamination der subhydrischen Sedimente von Spree und Havel. Die Erde, 129, 211‑228.

Hoelzmann P., Zellmer D., 2002. Geogene und antropogene Schwermetallgehalye in Schwebstoffen und Sedimenten von Havel und Spree. In: Ressourcen-Umwelt- Management, Springer, 116‑130.

Horowitz A., Meybeck M., Idlafkih Z., Biger E., 1999. Variations in trace element geochemistry in the Seine River Basin based on floodplain sediments deposits and bed sediments. Hydrological Processes, 13, 1329‑1340.

IBGE, 2009. Les données de l’IBGE : la faune et la flore à Bruxelles. 8. Poissons. Observatoire des données de l’environnement, 6 p.

Keith P., Allardi J., Mouton B., 1992. Livre rouge des espèces menacées de poissons d’eau douce de France, Patrimoines Naturels 10, Muséum national d’histoire naturelle, Paris.

Krünitz J.G., 1792. Oekonomisch-technologische Encyklopädie, oder allgemeines System der Staats- Stadt- Haus- und Landwirthschaft und der Kunstgeschichte, vol. 58, Pauli, Berlin.

Lassaletta L., Billen G., Grizzetti B., Garnier J., Leach A.M., Galloway J.N., 2014. Food and feed trade as a driver in the global nitrogen cycle: 50-year trends. Biogeochemistry, 118(1-3), 225-241.

Le Cloarec M.-F., Bonté Ph., Lestel L., Lefèvre I., Ayrault S., 2011. Sedimentary record of metal contamination in the Seine River during the last century. Physics and Chemistry of the Earth, 36(12), 515-529.

Le Xuan D., 2008. Long-term Development of Nutrient Loads in Berlin Surface Water System and their Causes during the last 150 Years, PhD Thesis, Free University Berlin.

Lehmann C., 1925. Die Verunreinigung der Spree und Havel durch die Abwässer Groß-Berlins nebst einem Überblick über die fischereilichen Verhältnisse. Zeitschrift für Fischerei, 23, 523‑548.

Lestel L., 2012. Non-ferrous metals (Pb, Cu, Zn) needs and city development: the Paris example (1815-2009). Regional Environmental Change, 12(2), 311-323.

Lestel L., Meybeck M., Thevenot D.R., 2007. Metal contamination budget at the river basin scale: an original Flux-Flow Analysis (F2A) for the Seine River. Hydrology and Earth System Sciences Discussions, 11(6), 1771-1781.

Lorrain D. (dir.), 2011. Métropoles xxl en pays émergents, Paris, Presses de Sciences Po.

Lorrain D., Poupeau F., 2014. Ce que font les protagonistes de l’eau. Une approche combinatoire d’un système sociotechnique. Actes de la recherche en sciences sociales, 3(203), 4‑15.

McDonald R.I., Green P., Balk D., Fekete B.M., Revenga C., Todd M., Montgomery M., 2011. Urban growth, climate change, and freshwater availability. Proceedings of the National Academy of Sciences of the USA, 108(15), 6312-6317.

Mazzarelli G., 1906. Le condizioni della pesca nella provincia di Milano. Rivista mensile di pesca, 8, 310‑325.

Meybeck M., 2013. Heavy metal contamination in rivers across the globe: an indicator of complex interactions between societies and catchments. International Association of Hydrological Science Publication, 361, 3-16.

Meybeck M., Lestel L., Bonté P., Moilleron R., Colin J.‑L., Rousselot O., Hervé D., de Pontevès C., Grosbois C., Thevenot D.R., 2007. Historical perspective of heavy metals contamination (Cd, Cr, Cu, Hg, Pb, Zn) in the Seine River basin (France), following a DPSIR approach (1950-2005). Science of the Total Environment, 375, 203-231.

Mohajeri S., 2005. 100 Jahre Berliner Wasserversorgung und Abwasserentsorgung 1840-1940, Franz Steiner Verlag, Berlin, 320 p.

Moreau E., 1881. Histoire naturelle des poissons de la France, Masson, Paris.

Müller A. von, 1986. Die Archäologie Berlins. Von der Eisenzeit bis zur mittelalterlichen Stadt, Gustav Lübbe Verlag, Bergisch Gladbach, 384 p.

Müller G., 1979. Schwermetalle in den Sedimenten des Rheins-Veränderungen seit 1971. Umschau, 79, 778-783.

Müller G., Förstner U., 1973. Heavy Metal Accumulation in River Sediments: the Response to Environmental Pollution, Elsevier.

Natzschka W., 1971. Berlin und seine Wasserstraßen, Duncker & Humblot, Berlin.

Nogawa K., 1981. Itai-Itai disease and follow-up studies. In: Cadmium in the Environment (J. Nriagu, ed.), Wiley, vol II, 1-37.

Nus consultings, 2008. Comparaison des prix de l’eau et de l’assainissement dans l’Union européenne, Enquête réalisée pour la Fédération professionnelle des entreprises de l’eau, 120 p., https://eau3e.hypotheses.org/files/2009/11/Comparaison-Prix-Eau-et-Assainissement-2008.pdf , (consulté le 12 septembre 2016).

Pavesi P., 1896. La distribuzione dei pesci in Lombardia. In: Conferenza renuta per la Società Lombarda per la Pesca e l’Acquicoltura, 9 febbraio 1896, Milano. 40 p.

Perrier C., Evanno G., Belliard J., Guyomard R., Baglinière J.L., 2010. Natural recolonization of the Seine River by Altlantic salmon (Salmo salar) of multiple origins. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences, 67, 1-4.

Pezon C., Barraqué B., 2006. Le cadre institutionnel des services d’eau et d’assainissement en Italie. In : Intercommunalité et durabilité des services d’eau potable et d’assainissement, France, Portugal, Italie, Programme politiques territoriales et développement durable, Rapport de recherche, 90-110, <http://www.territoires-rdd.net/recherches/pezon/rapport_pezon.pdf > (consulté le 13 octobre 2016)

Ray J., 1851. Rapport sur la pêche fluviale dans le département de l’Aube. Société d’agriculture, sciences, Arts et Belles Lettres de l’Aube, 38 p.

Reyjol Y., Hugueny B., Pont D., Bianco P.G., Bieir U., Caiola N., Cassals F., Cowx I., Economou A., Ferreira T., Haidvogl G., Noble R., De Sostoa A., Vigneron T., Virbickas T., 2007. Patterns in species richness and endemism of European freshwater fish. Global Ecology and Biogeography, 16, 65-75.

Rochard E., Marchal J., Pellegrini P., Béguer M., Ombredane D., Gazeau C., Baglinière J-L., Croze O., Menvielle E., Lassalle G., 2007. Identification éco-anthropologique d’espèces migratrices, emblématiques de la reconquête d’un milieu fortement anthropisé, la Seine, rapport final Programme Seine aval, étude Cemagref EPBX - Rennes Agrocampus - Muséum national d’histoire naturelle.

Rossi S., Modesti A. et Filippini S., 2009. Carta Ittica della Provincia di Lodi, Provincia di Lodi, Lodi, 482-554.

Roule L., 1920. Les espèces d’aloses du bassin de la Seine. Bulletin du Muséum national d’histoire naturelle.

Salian P., Anton B., 2010. Making Urban Water Management more Sustainable: Achievements in Berlin, programme Switch Union européenne, 27 p., http://www.switchurbanwater.eu/outputs/pdfs/w6-1_gen_dem_d6.1.6_case_study_-_berlin.pdf , (consulté le 12 septembre 2016).

Schelski A., 1997. Untersuchungen zur holozänen Vegetationsgeschichte an der unteren Havel, PhD Thesis, Potsdam University, Potsdam.

Schönfelder I., 2000. Indikation der Gewässerbeschaffenheit durch Diatomeen. Handbuch Angewandte Limnologie, 9. Erg. Lfg. 4/00, 1-61.

Tales E., Belliard J., Rouillard J., Benoit P., 2008. Les poissons de la Seine. In : Paris sous l’œil des chercheurs, t. II, éditions Belin, Paris, 59-73.

Thévenot D., Moilleron R., Lestel L., Gromaire M.C., Rocher V., Cambier P., Bonté P., Colin J.‑L., de Pontevès C., Meybeck M., 2007. Critical budget of metal sources and pathways in the Seine river basin (1994-2003) for Cd, Cr, Cu, Hg, Ni, Pb and Zn. Science of the Total Environment, 375, 180‑203.

United Nations, 2012. World Urbanisation Prospects: the 2011 Revision, Department of economic and social affairs/population division, New York, 50 p.

Vincent P.B., 1894. Note sur l’alose. Revue maritime et coloniale, 122, 667-681.

Vink R., Behrendt H., Salomons W., 1999. Point and diffuse sources analysis of the heavy metals in the Elbe drainage area: comparing heavy metal emissions with transported river loads. Hydrobiologia, 410, 307-314.

Watolla E., 1943. Die Entwicklung der Spree vom Naturstrom zum Wirtschaftsstrom, PhD Thesis, Wirtschafts-Hochschule Berlin.

Wittmack L., 1875. Beiträge zur Fischerei-Statistik des Deutschen Reichs sowie eines Theiles von Österreich-Ungarn und der Schweiz, W. Moeser Hofbuchdruckerei, Berlin.

Wolter C., 1999. Die Entwicklung der Fischfauna im Einzugsgebiet der Spree. Sitzungsberichte der Gesellschaft Naturforschender Freunde zu Berlin (N.F.) 38, 55-76.

Wolter C., 2007. Entwicklung historischer Referenzbesiedlungen als fischfaunistische Leitbilder für aktuelle Aufgaben im Gewässermanagement. In: Beiträge zum Göttinger Umwelthistorischen Kolloquium 2004-2006 (B. Herrmann, ed.), Universitätsverlag Göttingen, 79-94.

Wolter C., Minow J., Vilcinskas A., & Grosch U.A., 2000. Long‐term effects of human influence on fish community structure and fisheries in Berlin waters: an urban water system. Fisheries Management and Ecology, 7(1‐2), 97-104.

Wolter C., Doetinchem N., Dollinger H., Füllner G., Labatzki P., Schuhr H., Sieg S., Fredrich F., 2002. Fischzönotische Gliederung der Spree. In: Die Spree. Zustand, Probleme, Entwicklungsmöglichkeiten Schweizerbart (J. Köhler, J. Gelbrecht, M. Pusch, eds.), Stuttgart, Limnologie aktuell 10, 197-209.

Wolter C., Arlinghaus R., Grosch U.A., Vilcinskas A., 2003. Fische & Fischerei in Berlin. Zeitschrift für Fischkunde, Suppl. 2, 1-156.

Wolter C., Röhr F., 2010. Distribution history of non-native freshwater fish species in Germany: How invasive are they? Journal of Applied Ichthyology, 26, Suppl. 2, 19‑27.

Notes

18 Contrat de DBO avec Degremont filiale de Suez environnement pour la station de Milan sud, station de Nosedo en contrat de BOT avec OTV, filiale de Veolia Water, la 3e station étant exploitée par la Metropolitana Milanese.

Table des illustrations

Titre Tableau 6-1. La classification Igeo de Müller (1979) concernant le degré de contamination des métaux sur des matrices particulaires (MES, sédiments récents, carottes sédimentaires).
Légende * Ce terme de toxique n'est pas basé sur des tests d'écotoxicité.
URL http://books.openedition.org/quae/docannexe/image/27922/img-1.jpg
Fichier image/jpeg, 43k
Titre Figure 6-1. Structure amont-aval de la contamination moyenne en Zn, Cu, Pb, Cd et Hg dans le bassin de la Seine (1994-1996) : facteurs d’enrichissement par rapport au bruit de fond naturel (EF).
Légende FR : bassins amont forestiers ; RU : cours d’eau ruraux ; OM : ordres moyens ; PU : cours d’eau périurbains ; UR : parcours urbain ; AP : aval de Paris ; ES : estuaire. Classes de contaminations Igeo de Müller (voir tableau 6-1).
Crédits Source : données Horowitz et al., 1999, sur sédiments déposés < 100 µm
URL http://books.openedition.org/quae/docannexe/image/27922/img-2.jpg
Fichier image/jpeg, 81k
Titre Figure 6-2. Évolution de la contamination en métaux de la Seine.
Légende A. Décroissance de la contamination métallique générée par l’agglomération parisienne sur le milieu fluvial. Boues résiduelles de la station d’épuration d’Achères (Seine aval) 1979-2000, pour 8,5 millions d’habitants (données SIAAP). Échelles logarithmiques. Le décrochage en 1994-1996 est dû aux pompages d’eau dans la Seine pour les grands travaux de Paris. B. Évolution des flux de métaux Hg, Cd, Cu, Pb et Zn, en excès des flux naturels, exportés par la Seine à son estuaire, rapportés à sa population (rejets per capita par an).
Crédits Source : Meybeck et al., 2007
URL http://books.openedition.org/quae/docannexe/image/27922/img-3.jpg
Fichier image/jpeg, 67k
Titre Planche VI. Profils de la contamination métallique normée (indicateur Igeo) dans les sédiments des secteurs fluviaux de la Spree (Si à Sv) et de la Havel (Hi à Hiv) à Berlin vers 1995.
Crédits Sources : d’après Hoelzmann, 1998 ; Hoelzmann et Zellmer , 1999
URL http://books.openedition.org/quae/docannexe/image/27922/img-4.jpg
Fichier image/jpeg, 87k
Titre Figure 6-3. Évolution comparée des teneurs en zinc, cuivre, plomb et cadmium, dans les archives sédimentaires de la Seine (aval de Paris), de la Havel (aval de Berlin), de la Senne (aval de Bruxelles) et du Lambro (aval de Milan).
URL http://books.openedition.org/quae/docannexe/image/27922/img-5.jpg
Fichier image/jpeg, 112k
Titre Figure 6-4. Des réponses différentes selon une satisfaction locale ou non en eau potable et le type de traitement des eaux usées.
Crédits © Catherine Carré
URL http://books.openedition.org/quae/docannexe/image/27922/img-6.jpg
Fichier image/jpeg, 98k
Titre Figure 6-5. Les trajectoires des organisations des services d’eau et d’assainissement et de leur échelle d’action.
Crédits © Catherine Carré
URL http://books.openedition.org/quae/docannexe/image/27922/img-7.jpg
Fichier image/jpeg, 152k
Titre Figure 6-6. Le circuit en boucle de l’eau potable et de l’assainissement à Berlin en 2015.
Crédits Source : Berliner Wasserbetriebe - © Aurélien Baro
URL http://books.openedition.org/quae/docannexe/image/27922/img-8.jpg
Fichier image/jpeg, 132k
Titre Figure 6-7. Les trajectoires de qualité : la mise en relation de l’évolution de l’état de la rivière (E) avec les pressions (P) et les réponses des quatre métropoles (R) de 1900 à 2010.
Légende Le code de l’état des cours d’eau est celui des couleurs de la DCE : Rouge pour très mauvais, Orange pour médiocre, Jaune pour moyen, Vert pour bon et Bleu pour très bon.
Crédits © Catherine Carré, Laurence Lestel, Michel Meybeck
URL http://books.openedition.org/quae/docannexe/image/27922/img-9.jpg
Fichier image/jpeg, 41k
Titre Figure 6-8. La diversité des réponses et de leur efficacité sur l’amélioration de la qualité des cours d’eau, à Berlin, Bruxelles, Milan, Paris, 1870-2010.
Crédits © Catherine Carré, Laurence Lestel, Michel Meybeck
URL http://books.openedition.org/quae/docannexe/image/27922/img-10.jpg
Fichier image/jpeg, 44k

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