Plateforme pour l’eau, le gaz et la chaleur
Dans les écosystèmes aquatiques, les matières en suspension (MES), constituées de particules inorganiques et organiques, représentent une interface importante entre la colonne d’eau et les sédiments. Contrairement à ces derniers, les MES réagissent rapidement aux conditions environnementales, et leurs propriétés peuvent alors se montrer dynamiques dans le temps et l’espace. Les MES pouvant transporter des contaminants chimiques (par exemple métaux, PFAS, microplastiques) [1-3] ainsi que des contaminants d’origine biologique (par exemple cyanotoxines, microorganismes pathogènes) [4], elles peuvent constituer un vecteur de risque non négligeable pour les organismes aquatiques [2].
Avec près de 200 km de rives et un bassin versant d’environ 8000 km2, le Léman est soumis à de multiples pressions anthropiques, incluant des apports urbains, agricoles et industriels. Un réseau dense de déversoirs d’orage est notamment susceptible de relarguer des eaux polluées lors d’évènement pluvieux importants [5]. Par ailleurs, les activités lacustres (navigation, activités nautiques, pêche) peuvent également affecter directement la qualité des eaux.
Depuis 2019, la plateforme LéXPLORE, située au large de Pully, offre un accès permanent à l’environnement lacustre et constitue un véritable laboratoire flottant dédié à la recherche interdisciplinaire en écologie, biogéochimie, hydrodynamique, climatologie et technologies environnementales (voir encadré). Dans ce contexte, depuis 2020, la plateforme abrite le projet SEDTRAP qui a pour but de mesurer la variabilité des flux et de la composition des MES dans le Léman à l’aide de pièges à sédiments. Les paramètres analysés incluent notamment la masse, le carbone organique et inorganique, l’azote, le phosphore et les minéraux majeurs.
Dans le Léman, le Rhône a un rôle central dans le transport sédimentaire et la redistribution des nutriments. En complément, les processus internes de précipitation de calcite et de la production primaire apportent des MES autochtones [7]. Les données acquises à ce jour montrent que les apports du Rhône dominent la dynamique de sédimentation dans le Léman. Des flux particulièrement élevés sont mesurés sous la plateforme LéXPLORE, au niveau de la profondeur d’intrusion du fleuve, située entre 10 et 40 m selon la thermocline (liée à la saison) et les conditions hydrodynamiques [7, 8]. Les apports en sédiment du fleuve représentent en moyenne 2800 kilotonnes par année, dont près de 80% sont apportés entre juin et août [7]. La dynamique saisonnière met en évidence des pics estivaux marqués, liés au régime nival du Rhône, ainsi que des augmentations ponctuelles associées à des événements extrêmes, tels que les crues de 2021 et 2024 ou les tempêtes de fin 2023.
Afin d’améliorer la compréhension de la dynamique des MES dans le Léman et des contaminants associés, nous avons suivi sur plusieurs mois les flux de masse et la qualité écotoxicologique et chimique de MES collectées au niveau de la plateforme LéXPLORE. Les effets de l’exposition à ces MES ont été évalués sur la survie et la croissance de l’ostracode épibenthique Heterocypris incongruens.
Les MES ont été collectées grâce à des pièges à sédiment (fig. 1) installés dans la zone protégée autour du laboratoire flottant LéXPLORE. Il s’agit de deux fois trois tubes en plastique cylindriques de 1 m de hauteur et 9,2 cm de diamètre déployés à quatre profondeurs différentes (10, 30, 50 et 100 m). Pour cette étude, nous avons considéré les données pour les pièges déployés de mars 2023 à avril 2024. Les pièges ont été relevés deux fois par mois de juin à septembre, et une fois par mois le reste de l’année.
Pour les analyses physico-chimiques, réalisées dans le cadre du projet SEDTRAP, les échantillons ont été congelés et lyophilisés, après avoir ôté l’eau surnageante après 24 h au frais. Pour les bioessais, les MES de deux tubes ont été récupérées dans deux pots en plastique de 100 ml et gardés au réfrigérateur.
Après lyophilisation et pesée des matières en suspension, le flux de masse (Fm), en g m–2 j–1, a été calculé comme suit (éq. 1):
Eq. 1 Calcul du flux de masse (Fm) avec M, la masse sèche en g, S, la surface du piège égale à 0,0065 m2 et Δd, la durée d’intégration en jours.
Les flux moyens annuels ont été ajustés pour tenir compte des variations des temps d’exposition.
Les MES lyophilisées ont été broyées à la main et analysées pour leur contenu en azote total (NT), phosphore total (PT), carbone total (CT), carbone organique total (COT), et carbonique inorganique total (CIT). Le CT et NT ont été mesurés par combustion grâce à un analyseur élémentaire CNS (VARIO Co. and EuroVector Co.). Le CIT a été déterminé par combustion après digestion avec de l’acide chlorhydrique 3 M, et le COT comme la différence entre le CT et le CIT. Pour l’analyse du PT, les échantillons de sédiments ont été digérés pendant 2 h à 121 °C avec du persulfate de potassium puis mesurés par photométrie à l’aide d’un analyseur à injection en flux (FIA, Procon AG).
Les rapports C:N et C:P ont été calculés afin d’évaluer la qualité et le degré de décomposition de la matière organique.
Le flux pour chacun des éléments a ensuite été calculé en multipliant la teneur ou la concentration mesurés par le flux de masse.
À partir de la somme des flux de COT, NT, PT et de l’oxygène et de l’hydrogène estimés à l’aide du rapport de Redfield (O:C = 110:106 et H:C = 263:106), le flux de biomasse a pu être calculé. Ce dernier a ensuite été divisé par le flux de masse total afin de rapporter un pourcentage de biomasse.
Les principaux éléments (Mg, Al, K, Na, Ca, Fe, Ti, Cr, Mn) et les métaux As, Cd, Cu, Ni, Pb et Zn ont été mesurés à l’aide d’un spectromètre de masse à plasma à couplage inductif (ICP-MS) Agilent 7900 après digestion des échantillons lyophilisés à l’eau régale assistée par micro-ondes. Ces analyses n’ont été effectuées que pour les MES récoltées à 10 et 30 m.
Comme essai pilote en complément aux analyses réalisées dans le cadre du projet SEDTRAP, une analyse non ciblée des MES a été menée par chromatographie liquide couplée à la spectrométrie de masse haute résolution (LC-HRMS) à l’aide d’un spectromètre de masse Orbitrap (Thermo Fisher Scientific). Les échantillons utilisés pour cette analyse correspondaient aux MES restantes après la réalisation des bioessais. Après congélation, ils ont été lyophilisés puis soumis à une extraction au méthanol. En raison d’une faible quantité de MES pour certains mois et certaines profondeurs, il a été choisi de mélanger les MES des profondeurs 30 et 50 m pour deux échantillonnages successifs (4 échantillons en tout) afin de produire une série de 6 échantillons correspondant à la période de mai 2023 à janvier 2024. À ces profondeurs, les MES récoltées provenaient principalement du Rhône, dont l’intrusion est observée entre 10 et 40 m au niveau de LéXPLORE. En moyenne, chaque échantillon représentait environ 25% en masse de l’échantillon composite.
Le traitement des données et la recherche de composés ont été réalisés à l’aide du logiciel Compound Discoverer (Thermo Fisher Scientific). Les caractéristiques chromatographiques des pics (aires et qualité) obtenus ont été comparées entre les différents échantillons et les saisons. Afin d’identifier les composés chimiques dévoilés par l’analyse, les données (masse, temps de rétention, etc.) ont été comparées à différentes bases de données (marqueurs chimiques de l’abrasion des pneus, PFAS, métabolites de cyanobactéries, etc.).
L’étude des effets écotoxicologiques des matières en suspension du Léman à une fréquence d’échantillonnage élevée implique que la quantité de matières en suspension collectées à chaque prélèvement peut être faible. Nous avons donc choisi le test de mortalité et de croissance avec le crustacé ostracode Heterocypris incongruens, dit «test ostracodes», qui requiert un faible volume d’échantillon (fig. 2). Contrairement au protocole original qui teste 1 ml de sédiment, nous avons testé 0,5 ml de MES à chaque série de bioessai car cela correspondait au volume maximum qui était disponible lors de notre premier bioessai en hiver. Ce test présente un fort potentiel en tant que test de dépistage de toxicité dans un temps d’exposition avantageusement court de six jours. Il s’est notamment montré sensible dans plusieurs projets en Suisse menés par le Centre Ecotox [9–11]. Il peut être réalisé à l’aide du kit commercial Ostracodtoxkit (www.microbiotests.com) et présente donc de nombreux avantages (aucune culture nécessaire, taux de réussite élevé) et son protocole a été standardisé ISO [12].
À chaque relevé des pièges à sédiment, les MES collectées ont été récupérées dans deux pots en plastique de 100 ml. Après une nuit à 4 °C, l’eau surnageante a été éliminée. Le test a démarré dans les sept jours suivants. Deux jours avant le lancement du test, des cystes d’ostracodes ont été mis à éclore à 25 °C sous éclairage continu. Le même jour, des microplaques à 6 puits ont été remplies avec 2 ml d’eau douce standard et 1 ml de sable de référence par puits. Pour tester l’effet de l’exposition des ostracodes aux MES, 0,5 ml d’échantillon a été ajouté à la surface du sable de trois puits, pour chaque profondeur (10 m, 30 m, 50 m, 100 m). Trois puits sans MES servaient de contrôle pour chaque test. Le jour du lancement du test, 2 ml d’algues (Scenedesmus spp.) ont été ajoutés dans chaque puits. Enfin, 10 ostracodes fraîchement éclos ont été transférés dans chaque puits de la microplaque et laissés en contact avec le sable contrôle ou les MES pendant six jours à l’obscurité à 25 °C.
À la fin du test, les ostracodes survivants ont été comptés pour chaque puits pour définir le taux de mortalité et transférés sur une lame de verre pour mesurer leur longueur à l’aide d’une loupe binoculaire. Pour chaque échantillon, un taux de croissance a été calculé comme suit (éq. 2):
Eq. 2 Calcul du taux de croissance des ostracodes avec L6 la longueur moyenne mesurée à six jours et L0 la taille initiale de 10 ostracodes mesurée le jour du lancement du test.
Le taux de croissance relatif a ensuite été calculé en divisant le taux de croissance pour chaque échantillon par celui des organismes contrôles.
Le taux de mortalité et le taux de croissance relatif au contrôle ont été comparés à des seuils de toxicité, qui ont été définis précédemment en tenant compte de la variabilité naturelle des réponses de l’ostracode H. incongruens aux caractéristiques intrinsèques des sédiments (granulométrie, contenu en carbone organique, etc.) [13]. Ces seuils sont de 0,65 (correspondant à une inhibition de croissance de 35% par rapport au contrôle) et de 20% pour la mortalité.
Les effets de la profondeur, de la saison ou des caractéristiques chimiques des MES sur les paramètres biologiques étudiées ont été testés par des analyses statistiques grâce au logiciel Origin (Version 2025, OriginLab Corporation, USA).
Les flux de masse et de biomasse montrent des variations saisonnières et en fonction de la profondeur marquées (fig. 3). Alors que normalement, les pics de masse sont atteints en été du fait du régime nival, des pics particulièrement élevés ont été observés en novembre 2023 (fig. 3A). Des conditions météorologiques exceptionnelles ont entrainé des précipitations et des niveaux de vague records, entraînement vraisemblablement une resuspension importante des sédiments dans le lac et ses affluents et ainsi des flux de masse totaux particulièrement élevés.
Les flux de masse sont de manière globale plus élevés à partir de 30 m qu’à 10 m. Ceci est dû à la profondeur d’intrusion du Rhône qui amène des particules sous la plateforme LéXPLORE à une profondeur entre 10 et 40 m.
La part de biomasse dans la masse totale fluctue également au cours de l’année (fig. 3B). Alors qu’en automne et en hiver la biomasse représente en moyenne 10% de la masse totale de MES récoltées (9% si l’on considère les profondeurs 30 à 100 m), en été lorsque les flux arrivant du Rhône sont les plus grands, le pourcentage moyen diminue à 8% (6% si l’on considère les profondeurs 30 à 100 m).
En octobre 2023, un bloom algal est indiqué par l’augmentation significative de la part de biomasse avec une valeur maximale de 17% à 10 m. Le mois suivant, lors des fortes précipitations, les taux maximaux de flux de masse total (42 et 30 g m–2 d–1 à respectivement 50 et 100 m) sont associés à des pourcentages de biomasses bas (5% à 50 et 100 m). Il s’agit probablement de l’effet de la remise en suspension des sédiments dans les zones moins profondes autour de la plateforme [7].
Comme pour les flux de masse total et de biomasse, une dynamique saisonnière marquée avec des différences entre les profondeurs pour les flux de CT, NT et PT est observée (non montrés). En effet, des valeurs plus élevées sont observées en été lors du pic du Rhône et lors des précipitations de novembre 2023, et les flux augmentent avec la profondeur.
En calculant les rapports carbone:phosphore C:P et carbone:azote C:N, on observe que la profondeur a un effet sur le rapport C:P. Il est le plus élevé à 10 m et en été. C’est un signe de la présence de matière organique encore peu dégradée en surface et de l’activité biologique du lac. Pour le rapport C:N, les données varient moins avec la profondeur. La valeur minimale (3,5) a été calculée fin juillet 2023 à 10 m, suggérant une forte teneur en azote. À l’inverse la valeur maximale (14,5) a été calculée pour mars 2024 à 100 m de profondeur.
L’ensemble des données physico-chimiques obtenus dans le cadre du projet SEDTRAP et en lien avec cette étude sont disponibles en ligne [14].
Les taux de mortalité et de croissance des ostracodes ont montré une dynamique spatio-temporelle marquée (fig. 4). Parmi les 59 échantillons testés sur 14 mois et 4 profondeurs, un quart (15) présentait une mortalité supérieure au seuil de toxicité de 20%. Deux échantillons ont affiché des valeurs extrêmes (sup. à 50%) de 63% et 77%, respectivement pour septembre 2023 à 10 m et octobre 2023 à 30 m. Additionnellement, quatre échantillons ont résulté en une mortalité entre 30 et 50 % (fig. 4A).
Les taux de croissance relatifs au contrôle ont également montré une variation saisonnière importante avec des taux au moins 1,5 fois plus élevés que les contrôles principalement en été et en fin d’automne 2023 (fig. 4B). Des taux de croissance inférieurs au seuil de toxicité de 0,65 ont été mesurés pour sept échantillons (12%) en mars, fin septembre et en automne 2023 à toutes les profondeurs.
Sur l’ensemble de la période de prélèvement des MES, la profondeur n’a eu aucun effet statistiquement significatif sur les taux de mortalité ou de croissance des ostracodes (One-way ANOVA, p = 0,80 et 0,86, respectivement).
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Si l’on considère l’ensemble des profondeurs, le taux de mortalité varie légèrement en fonction des saisons, avec un taux moyen maximal de 21 ± 14% au printemps. Les différences ne sont pas statistiquement significatives (One-way ANOVA, p = 0,16) (fig. 5A). Trois valeurs s’écartent cependant de la tendance générale (été: septembre 2023 à 10 m, automne: octobre 2023 à 30 m et hiver: janvier 2024 à 100 m). Ces valeurs aberrantes (outliers statistiques) pourraient résulter d’événements ponctuels ou de variations naturelles importantes influençant l’interprétation des résultats écotoxicologiques (facteurs confondants). Aucune valeur aberrante pour ces mêmes prélèvements n’a été observée pour les différents paramètres chimiques mesurés (voir ci-dessus).
En revanche, les taux de croissance relatifs normalisés au contrôle sont significativement affectés par la saison de prélèvement, avec un taux moyen maximal de 1,6 ± 0,5 en été (One-way ANOVA, p = 2,94 × 10-7) (fig. 5B).
La durée d’intégration des MES étant raccourcie en été, passant de 30 à 13 jours en moyenne, nous pouvons nous interroger sur l’effet de ce changement sur les taux de croissance mesurés des ostracodes. Il reste à ce stade difficile de dire lequel des facteurs agit principalement sur le taux de croissance des ostracodes. Un temps d’intégration plus court pourrait limiter un risque d’hypoxie et limiter les modifications liées aux processus biogéochimiques des échantillons (par exemple, dégradation de la matière organique, apparition de sulfures, ammonification, réduction des métaux, etc.).
Pour le mois particulier de novembre 2023, les taux de mortalité étaient compris entre 3 et 15%, sous la moyenne annuelle de 20%. Les taux relatifs de croissance des ostracodes étaient de 0,7, 0,6, 0,4 et 0,7 pour les échantillons récupérés à 10, 30, 50 et 100 m, respectivement, bien inférieurs au taux moyen annuel de 1,2. Avec la réduction des pourcentages de biomasse observés pour la même période (fig. 3B), les MES récoltées pendant cette période particulièrement pluvieuse ont probablement été d’une qualité nutritive réduite par rapport à d’autres périodes de l’année. Des effets sublétaux supplémentaires liés à la présence de polluants ne peut cependant être exclue.
Le suivi de la qualité des MES grâce à cet outil biologique apporte des signaux supplémentaires sur les évènements qui pourraient affecter la santé des invertébrés des Léman. Par exemple, le bloom algal observé en fin d’été/début d’automne aurait-il affecté les réponses des ostracodes ? La mortalité observée en novembre était-elle due à la remobilisation des sédiments du fond et des berges et aux déversoirs d’orage entrainement des polluants dans le lac?
Les résultats pour l’analyse des métaux ne sont présentés que pour les pièges à 30 m de profondeur, afin d’évaluer le risque des particules apportées par les affluents, notamment par le Rhône. De plus, les concentrations y sont dans l’ensemble supérieures à celles de 10 m, ce qui permet une évaluation de type «worst-case».
Alors que les flux des métaux mesurés à 30 m sont corrélés avec les flux de masse total (R2 entre 90 et 97% pour Cd, Cr, Cu, Ni, Pb et Zn, non montré), on note des différences en termes de concentrations selon la période d’échantillonnage (tab. 1).
| Date | Cd | Cr | Cu | CuCOT* | Ni | Pb | Zn | ||
| 07.03.2023 | 0.4 | 110 | 59 | 17 | 82 | 77 | 77 | 179 | 179 |
| 14.04.2023 | 0.3Â | 78 | 59Â | 15 | 59Â | 27 | 141 | ||
| 11.05.2023 | 0.2Â | 42 | 25Â | 5 | 32 | 13 | 77 | ||
| 13.06.2023 | 0.2Â | 40 | 21Â | 8 | 28 | 15 | 66 | ||
| 26.06.2023 | 0.2Â | 45 | 23Â | 10 | 32 | 20 | 70 | ||
| 26.07.2023 | 0.3Â | 129 | 47 | 25 | 106 | 36 | 136 | ||
| 09.08.2023 | 0.3Â | 84 | 41 | 13 | 66 | 25 | 106 | ||
| 22.08.2023 | 0.2Â | 100 | 30 | 13 | 79 | 24 | 94 | ||
| 06.09.2023 | 0.3Â | 106 | 32 | 22 | 77 | 29 | 105 | ||
| 03.10.2023 | 0.3 | 75 | 32 | 13 | 59 | 24 | 98 | ||
| 08.11.2023Â | 0.3Â | 64 | 38 | 12Â | 51 | 19 | 95 | ||
| 04.12.2023Â | 0.2Â | 62 | 31 | 13 | 48 | 18 | 81 | ||
| 10.01.2024Â | 0.3Â | 67 | 43 | 16 | 48 | 19 | 98 | ||
| 07.02.2024 | 0.3Â | 114 | 43 | 13 | 72 | 22 | 121 | ||
| 05.03.2024Â | 0.3Â | 69 | 54 | 12 | 51 | 20 | 11 | ||
| 11.04.2024Â | 0.5Â | 59 | 86Â | 26 | 48 | 18 | 130 | ||
| CIPEL 2015 moy. 80 sites [14] |
0.5Â | 61 | 49Â | - | 66 | 30 | 125 | ||
| CIPEL 2015 Site 61 [14] |
0.5 | 91 | 54 | - | 90 | 35 | 147 | ||
| CQS [15] Centre Ecotox |
-Â | - | -Â | 10 | - | 50 | 118 | ||
| CuCOT*: pour le Cu, l’évaluation du risque s’effectue sur les concentrations normalisées par la teneur en carbone organique total (COT). | |||||||||
Les concentrations ont été comparées aux concentrations moyennes mesurées dans les sédiments de fond du Léman sur 80 sites lors de la dernière campagne d’échantillonnage des sédiments de la CIPEL, aux concentrations mesurées au site 61, le plus proche de la plateforme LéXPLORE mesurées lors de cette même campagne [15] ainsi qu’ aux critères de qualité sédiment (CQS) développés par le Centre Ecotox, lorsque disponibles [16].Pour le Cd et le Pb, les valeurs sont relativement stables avec un pic en mars 2023 pour le Pb et en avril 2024 pour le Cd. Les concentrations sont dans l’ensemble conformes aux concentrations moyennes dans les sédiments du Léman mesurées en 2015. Pour le Cr, le Ni et le Zn, des dépassements fréquents des concentrations CIPEL et/ou CQS sont observées. Pour le Cu, en revanche, les concentrations sont plus variables au cours du temps (de 21 à 86 µg/kg, poids sec), avec des pics importants en mars et avril en 2023 et en 2024. En normalisant les concentrations par la teneur en carbone organique total afin de tenir compte de la biodisponibilité du Cu, et en les divisant par le critère de qualité, l’évaluation du risque montre une qualité réduite des MES, sauf en mai et juin 2023.
Aucun lien entre les effets sur les ostracodes et les concentrations des métaux mesurées n’a été observé. En effet, alors que sur l’ensemble des métaux présentés, les périodes de mai et juin 2023 présentent les plus faibles concentrations, les ostracodes ont montré des taux de mortalité importants. Pour les mortalités observées pour les échantillons du 13 juin et du 8 novembre 2023 à 30 m, les concentrations en métaux ne dépassent les valeurs CIPEL ou CQS pour aucun métal pour le 13 juin et seul le CQS pour le cuivre est dépassé pour le 8 novembre. Pour la croissance, il en est de même pour le 8 novembre et le 4 décembre 2023 pour lesquels le taux de croissance relatif était inférieur à 0,65. Pour le 14 avril, seules concentrations de Cu et de Zn dépassent la concentration dans les sédiments au site 61 et le CQS, respectivement.
L’analyse non ciblée par Orbitrap des MES collectées à 30 et 50 m a révélé une grande diversité de composés organiques (1473 composés reconnus). Les signatures chimiques représentées sous forme de heatmap avec hiérarchisation par clusters (fig. 6) mettent en évidence une dynamique temporelle marquée. L’échantillon 1 notamment se distingue nettement des autres. Cet échantillon était composé de MES collectées à 30 et 50 m de mi-avril à mi-juin 2023. La coloration verdâtre de la matière suggère une forte contribution de la biomasse algale, en accord avec les résultats précédents (fig. 3B). Cette signature chimique pourrait ainsi être liée à la présence de composés naturels autochtones issus de l’activité biologique. Les échantillons suivants, c’est-à -dire les échantillons 2 et 3, puis les échantillons 4 à 6, constituent des groupes cohérents, ce qui suggère des différences marquées entre les saisons (mi-juin à début août et début août à janvier 2024, respectivement).
Plusieurs listes de substances suspectes (suspect lists) ont été ciblées afin d’orienter l’interprétation des signaux détectés. Celles-ci incluaient (i) des métabolites produits par les cyanobactéries, (ii) des substances chimiques associées à l’usure des pneus, ainsi que (iii) des substances per- et polyfluoroalkylées (PFAS).
Par exemple, selon la base de données des métabolites cyanobactériens Cyano-MetDB [17], il en résulte 93 correspondances pour l’échantillon 1, 81 pour 2, 76 pour 3, 70 pour 4 et 5, 56 pour le 6. Parmi les composés, le métabolite cyanobactérien nostodione A est détecté toute l’année mais avec le plus fort signal en fin d’année. On remarque aussi par exemple des anabaénopéptines, un groupe très diversifié de peptides bioactifs produits par plusieurs genres de cyanobactéries, comme l’anabaenopéptine B montrant un léger signal pour l’échantillon 1. Ce peptide a déjà été détecté dans le Léman, comme signe de la présence de cyanobactéries toxiques du genre Planktothrix (E. Janssen, Eawag, communication personnelle). La présence de ce type de cyanopeptides dans les MES pourrait menacer la survie des organismes aquatiques. Il a notamment été montré que les microcystines peuvent affecter le comportement des daphnies [18] ou se montrer toxiques pour les larves de poissons [19]. Même s’il est encore difficile d’établir la cause, le taux de mortalité moyen des ostracodes dans notre étude était maximal au printemps 2023, c’est-à -dire pour la période correspondant à l’échantillon 1 (fig. 4A, avril et mai, taux de mortalité supérieur au seuil de toxicité à toutes les profondeurs; fig. 5A). De plus cet échantillon présentait une forte coloration verte, indiquant la prédominance du phytoplancton dans les particules récoltées.
L’étude des aires de pics obtenues pour la diphénylguanidine (DPG), un additif associé aux particules d’usure des pneus, et pour le perfluorooctane sulfonate (PFOS), représentant des substances de la famille des PFAS, a montré des variations temporelles importantes (fig. 7).
Les signaux pour la DPG (fig. 7A) montrent notamment une augmentation de près de 3,5 fois pour les échantillons d’automne et hiver 2023–2024 (échantillons 5 et 6) par rapport aux autres échantillons. Son signal élevé dans les MES semble être lié aux fortes précipitations de novembre 2023 et suggère un impact des déversoirs d’orage sur les apports de polluants dans le Léman [5].
Contrairement à la DPG, le PFOS présente un profil distinct (fig. 7B), avec des variations plus modérées mais une présence persistante au fil des saisons. Cette signature suggère une contamination plus diffuse et continue, compatible avec le caractère persistant et ubiquiste des PFAS dans les eaux de surface. La présence de PFOS dans les matières en suspension souligne le rôle de ce compartiment comme vecteur de polluants persistants au sein du lac.
La variabilité saisonnière observée dans les réponses des ostracodes souligne l’intérêt potentiel d’un suivi à haute résolution temporelle afin de comprendre la dynamique de la qualité écotoxicologique des MES dans le Léman. Cela permettrait d’identifier des périodes ou des évènements particuliers présentant un risque accru pour les organismes aquatiques. À l’heure actuelle, il reste cependant difficile d’expliquer la variabilité saisonnière de la réponse des ostracodes. Les causes de la mortalité observée sont probablement multifactorielles. Il serait toutefois intéressant de tester par exemple la toxicité directe de la présence de cyanobactéries sur les ostracodes en laboratoire. Concernant les variations spatio-temporelles du taux de croissance, une évaluation plus fine de la valeur nutritionnelle des MES et de son influence sur la croissance des ostracodes, pourrait être obtenue par une analyse biochimique (par exemple, lipides, acides gras essentiels, protéines, pigments) de nouveaux échantillons.
Comme essai pilote, l’analyse de la dynamique saisonnière des signatures chimiques des MES par l’analyse non ciblée a apporté des informations complémentaires et a permis de suivre l’évolution des apports des bassins versants et de la production biologique au sein du lac. Cette approche permettrait également d’appréhender le mélange de polluants dans une matrice complexe et d’identifier des composés potentiellement pertinents d’un point de vue écotoxicologique (par exemple, cyanopeptides, DPG, PFOS). De tels suivis ont déjà été utilisés avec succès pour l’évaluation de la qualité chimique de grands cours d’eau comme le Rhin, en permettant de suivre l’évolution temporelle de la contamination sur près de 20 ans, d’identifier des substances émergentes et d’évaluer l’efficacité des mesures réglementaires et de gestion [2]. Des analyses ciblées devraient toutefois être envisagées afin de confirmer de manière quantitative la présence des polluants suspectés.
Cette étude, rendue possible grâce à la plateforme LéXPLORE, a permis de tester un outil pertinent et facilement transférable et de souligner l’intérêt d’un suivi régulier de la qualité chimique et écotoxicologique des MES dans le Léman. Les MES constituent un compartiment clé, intégrant à la fois les apports du bassin versant et les processus internes au lac et gagneraient à être intégrées dans les programmes de surveillance des eaux de surface.
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[13] Casado-Martinez, M.C. et al. (2016): The sediment-contact test using the ostracod Heterocypris incongruens: Effect of fine sediments and determination of toxicity thresholds. Chemosphere 151: 220–224
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La plateforme LéXPLORE est une infrastructure de recherche flottante installée sur le Léman, au large de Pully. Mise en service en 2019, elle est le fruit d’une collaboration entre plusieurs institutions partenaires: l’EPFL, l’Université de Lausanne (UNIL), l’Université de Genève (UNIGE), l’Eawag et le CARRTEL (INRAE-USMB).
D’une superficie de 100 m2, la plateforme offre un accès permanent à l’environnement lacustre pour la recherche interdisciplinaire en écologie, biogéochimie, hydrodynamique, climatologie et technologies environnementales. Ce laboratoire flottant est équipé de capteurs pour la surveillance continue des paramètres physiques, chimiques et biologiques, ainsi que de systèmes d’acquisition et de transmission de données en temps réel.
Les données haute fréquence et en direct sont librement accessibles via le portail DataLakes (www.datalakes-eawag.ch/). Une description détaillée de la plateforme est fournie par Wüest et al. (2021) [6]. Vue de LéXPLORE sur le lac Léman. Protégée par un périmètre de bouées jaunes, la plateforme et ses abords offrent aux scientifiques et aux instruments des espaces de travail intérieurs et extérieurs.
Vue de LéXPLORE sur le lac Léman. Protégée par un périmètre de bouées jaunes, la plateforme et ses abords offrent aux scientifiques et aux instruments des espaces de travail intérieurs et extérieurs.
Nous tenons à remercier toute l’équipe de la plateforme LéXPLORE pour son soutien administratif et technique, ainsi que pour l’accès aux données de base collectées sur la plateforme. Nous exprimons également notre gratitude aux cinq institutions partenaires de LéXPLORE: l’Eawag, l’EPFL, l’Université de Genève, l’Université de Lausanne et le CARRTEL (INRAE–USMB). Merci à Guillaume Cunillera et Jérémy Keller pour la gestion des trappes à sédiments. Nous tenons également à remercier Dominique Grandjean et Florian Breider du laboratoire central environnemental de l’EPFL pour l’extraction et l’analyse non ciblée des matières en suspension.
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