La pollution des eaux usées sape la protection marine côtière : implications pour la conservation 30×30 et efficace
10 avril 2026
Les aires marines protégées (AMP) sont une pierre angulaire des stratégies mondiales de conservation des océans. Cependant, ils subissent de multiples pressions liées à la pollution terrestre anthropique. Les eaux usées domestiques non traitées et mal traitées représentent une menace largement répandue et sous-reconnue pour les écosystèmes côtiers tropicaux et les populations humaines côtières adjacentes. Nous présentons la première évaluation mondiale des charges totales d’azote (TN) issues de la pollution des eaux usées au sein des AMP côtières associées aux écosystèmes côtiers tropicaux : récifs coralliens, prairies d’herbiers marins et forêts de mangroves. À l’aide de données spatiales modélisées, nous avons quantifié l’exposition à la TN sur 1855 AMP situées à moins de 50 km de la côte, et évalué à la fois la répartition et l’ampleur de l’exposition dans six régions tropicales associées aux trois types d’écosystèmes. Les résultats ont révélé une grande variabilité du niveau d’exposition à la pollution des eaux usées selon les différentes régions. Les régions d’Afrique de l’Est et du Moyen-Orient et de l’Afrique du Nord présentaient les charges polluantes moyennes, médianes, maximales et types les plus élevées. Dans l’ensemble, dans toutes les régions, les charges moyennes de TN étaient constamment supérieures aux valeurs médianes, ce qui met en lumière les niveaux disproportionnés de pollution auxquels certaines AMP sont exposées par rapport aux autres. De plus, l’analyse au niveau des pixels a révélé que dans quatre régions, les AMP présentaient une pollution médiane plus élevée que leurs homologues non AMP, ce qui suggère que le statut de protection ne garantit pas de bénéfices en réduisant l’exposition à la pollution. Cette recherche souligne que la réduction de la pollution des eaux usées doit être priorisée dans le cadre des objectifs mondiaux de biodiversité autour d’une conservation efficace basée sur la zone, en bénéfice simultanément pour la santé et la résilience des écosystèmes côtiers face au changement climatique, ainsi que pour la santé et le bien-être humains dans les communautés locales adjacentes.
1. Introduction
La pollution terrestre, en particulier les eaux usées domestiques non traitées ou mal traitées, est parmi les menaces les plus omniprésentes et mal gérées pour les écosystèmes côtiers tels que les récifs coralliens, les herbiers marins et les forêts de mangroves (Andrello et al., 2022 ; Tuholske et al., 2021 ; Wear et al., 2024). À l’échelle mondiale, on estime que 55 % des récifs coralliens et 88 % des écosystèmes d’herbiers marins sont exposés à la pollution des eaux usées (Tuholske et al., 2021). Malgré son ampleur bien connue, la pollution des eaux usées est souvent négligée dans les initiatives de conservation marine (Wear, 2016), ce qui conduit ces écosystèmes à un défi crucial non résolu.
Les impacts écologiques de la pollution des eaux usées sur les écosystèmes côtiers tropicaux sont bien documentés. L’enrichissement nutritif par les eaux usées réduit les processus de reproduction des coraux, les taux de croissance et la survie des premiers stades de la vie, tout en augmentant la prévalence des maladies coraliennes et des processus de bioérosion (De’ath et Fabricius, 2010 ; Fabricius, 2005 ; Tebbett et al., 2025). En conséquence, les pressions de pollution ont conduit à des déclins mesurables de l’abondance et de la diversité des espèces de récifs coralliens dans le monde entier (Wenger et al., 2020 ; Delevaux et al., 2018 ; Duprey et al., 2016 ; Ennis et al., 2016 ; Tebbett et al., 2021 ; Cleary et al., 2016). La pollution des eaux usées inhibe également la pénétration de la lumière, limitant l’activité photosynthétique dans les prairies d’herbiers marins, tout en introduisant des agents pathogènes et favorisant la croissance de macroalgues et épiphytes concurrentes (Cabaço et al., 2008). Les forêts de mangroves deviennent plus vulnérables à l’érosion et moins efficaces pour stocker le carbone lorsqu’elles sont exposées à la pollution des eaux usées (Santos-Andrade et al., 2021 ; Naidoo, 2009). Dans l’ensemble, ces impacts sapent la structure, la fonction et la persistance à long terme des écosystèmes côtiers tropicaux, menaçant leur biodiversité associée et les services écosystémiques essentiels dont dépendent des millions de personnes.
Non seulement la pollution des eaux usées a d’importants impacts écologiques sur les écosystèmes côtiers tropicaux, mais elle aggrave aussi de manière synergique les impacts du changement climatique qu’ils subissent déjà. La charge chronique en nutriments augmente la vulnérabilité des coraux aux événements de blanchiment et ralentit la récupération post-perturbation (Wang et al., 2018 ; Joppien et Morgan, 2025 ; Claar et al., 2020 ; Gove et al., 2023 ; Donovan et al., 2020 ; Wagner et al., 2010 ; DeCarlo et al., 2020). Les mangroves deviennent également plus susceptibles de mourir dans des conditions d’enrichissement nutritif lorsqu’elles font face à des sécheresses causées par le changement climatique (Lovelock et al., 2009). Les vagues de chaleur marines aggravent l’eutrophisation et les événements hypoxiques causés par la pollution des eaux usées, menaçant la pérennité de la riche biodiversité des poissons associée aux écosystèmes côtiers tropicaux (Wear et al., 2024 ; Brauko et al., 2020). De plus, ces écosystèmes deviennent plus vulnérables à une augmentation des taux d’érosion et à une réduction de la disponibilité de la lumière avec l’élévation du niveau de la mer, également aggravée par la pollution des eaux usées (GIEC), 2022 ; Wear and Thurber, 2015). Ces impacts généralisés soulignent la nécessité urgente d’améliorer la gestion des eaux usées afin de protéger la santé et de promouvoir la résilience des écosystèmes côtiers.
Dans le but de protéger les écosystèmes côtiers tropicaux, les efforts mondiaux se sont concentrés sur le développement des aires marines protégées (AMP). Les AMP sont une pierre angulaire de la conservation mondiale de la biodiversité et un mécanisme clé pour atteindre l’objectif 3 du Cadre mondial de la biodiversité Kunming-Montréal, communément appelé « 30×30 », qui vise à protéger 30 % de l’océan d’ici 2030 (Stephens, 2023). Le succès des AMP se mesure généralement en termes d’application de la loi, de la taille, de la longévité, de l’absence de prise et de la localisation (Edgar et al., 2014). Cependant, il est bien documenté que l’efficacité des AMP pour protéger la biodiversité et obtenir les résultats écologiques attendus est perdue lorsqu’elles sont exposées à la pollution (Lamb et al., 2016 ; Wenger et al., 2016 ; Halpern et al., 2013 ; Suchley et Alvarez-Filip, 2018 ; Bégin et al., 2016).
Bien que la pollution réduise la capacité des AMP à obtenir des résultats en matière de biodiversité, la pollution dans les AMP reste largement non quantifiée, et lorsque des efforts ont été déployés, elle est souvent sous-estimée ou insuffisamment surveillée pour soutenir une gestion efficace (Abessa et al., 2018 ; Partelow et al., 2015). De plus, l’exposition à la pollution des eaux usées n’a pas été incluse dans les évaluations mondiales qui quantifient les impacts humains sur les systèmes côtiers marins et dans les AMP (Halpern et al., 2025 ; Jones et al., 2018 ; Williams et al., 2021), qui a été identifiée comme une grave lacune de connaissances et de recherche qui entrave leur gestion efficace (Abessa et al., 2018). Ces lacunes soulignent la nécessité cruciale d’une évaluation systématique de l’exposition à la pollution au sein des AMP afin de garantir qu’elles peuvent atteindre leurs objectifs de conservation et écologiques prévus.
Dans cette étude, nous réalisons une analyse spatiale mondiale de l’exposition des AMP à la pollution des eaux usées domestiques dans des régions tropicales à forte diversité associée aux récifs coralliens, aux prairies d’herbiers marins et aux écosystèmes de forêts de mangroves. Nous visons à quantifier l’étendue, l’ampleur et la variabilité de l’exposition à la pollution à travers les AMP, et à évaluer comment la protection des AMP se compare aux zones non AMP environnantes, afin d’évaluer si le statut de protection existant atténue efficacement l’exposition à la pollution issue des eaux usées.
2. Méthodes
Cette étude a évalué l’exposition des AMP, telle qu’établie par la Base de données mondiale des zones protégées, à la pollution des eaux usées domestiques en utilisant la charge totale modélisée d’azote (TN) comme proxy (Tuholske et al., 2021 ; PNUE-WCMC et UICN, 2025). Les données de charge TN sont un raster à résolution de ∼1 km produit par Tuholske et al. (2021) qui résume les émissions modélisées d’azote dérivées des eaux usées en fonction des données de population et de type d’habitation au niveau du pays, de la consommation de protéines, ainsi que de l’accessibilité à différents niveaux d’installations de traitement des eaux usées. L’ensemble de données fournit des informations spatiales sur les charges d’azote provenant des effluents traités, septiques et à ciel ouvert dans les zones côtières à l’échelle mondiale. Pour cette étude, la couche raster de charge TN a été utilisée, qui combine les trois types d’effluents d’eaux usées. Un tampon côtier de 50 km a été appliqué à la fois à l’ensemble de données de pollution et aux limites des AMP, suivant l’approche utilisée par Williams et al. (2021) (Williams et al., 2021), afin de garantir que les AMP situées à l’intérieur ou qui intersectent cette zone côtière étaient incluses. Pour les AMP s’étendant au-delà de 50 km du rivage, seule la zone à l’intérieur du tampon côtier a été analysée afin de maintenir la cohérence avec l’influence côtière.
L’ensemble de données de charge TN, mesuré en grammes (g) par pixel, a été spatialement intersecté avec chaque polygone de la MPA dans le monde à l’intérieur de la limite tampon de 50 km à l’aide du logiciel QGIS version 3.44 (Soleure). La charge totale de TN par MPA était calculée en additionnant toutes les valeurs de TN par pixel dans chaque polygone de MPA. À l’aide du logiciel QGIS, la charge TN par AMP était convertie en kilogrammes (kg), et la surface par polygone AMP était calculée puis convertie en kilomètres carrés (km)2) pour une analyse plus approfondie. Pour comparer l’exposition à la pollution, la charge de TN a été normalisée par la surface de chaque polygone de la AMP afin d’obtenir une concentration relative de pollution par kilomètre carré (kg/km2). La moyenne, la médiane, les charges minimales et maximales globales ont été calculées sur toutes les AMP dans le monde, ainsi que des seuils percentiles (25e, 50e, 75e et 90e percentiles) permettant de classer les AMP en bacs basés sur des percentiles lors d’analyses régionales ultérieures.
Compte tenu de la sensibilité des écosystèmes côtiers tropicaux à la pollution des eaux usées, nous nous sommes concentrés sur les AMP situées dans six régions où l’on trouve un haut niveau de biodiversité associé aux récifs coralliens, aux prairies d’herbiers marins et aux forêts de mangroves (Andrello et al., 2022 ; Jayathilake et Costello, 2018 ; Giri et al., 2011 ; Beyer et al., 2018) : Australasie et Mélanésie, les Caraïbes et les Bahamas, le Triangle corailien, l’Afrique de l’Est, l’océan Indien, ainsi que le Moyen-Orient et l’Afrique du Nord. Dans chaque région, les charges moyennes, médianes, minimales et maximales de TN (kg/km2) ont été calculées et les AMP ont été classées dans les bacs à percentiles globaux pour évaluer la répartition de l’exposition à la TN (Fig. S1).
Pour contextualiser l’exposition à la pollution dans les AMP, nous avons comparé les charges de TN au niveau des pixels dans les AMP à celles des zones non AMP. Les zones non AMP étaient définies par le même tampon côtier de 50 km utilisé pour chaque AMP régionale, garantissant que la comparaison englobait les mêmes zones côtières. Ces zones non AMP étaient définies comme tous les pixels du tampon qui ne chevauchaient pas les polygones existants de la AMP, fournissant une base régionale d’exposition aux eaux usées pour les zones sans protection formelle (Fig. 1).
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Fig. 1. Étudiez les régions, la répartition des AMP et l’étendue des zones non AMP situées dans le tampon côtier de 50 km.
Pour recueillir à la fois la moyenne régionale et la variabilité de l’exposition à la pollution dans chaque région, nous avons obtenu la moyenne, la médiane, le maximum et l’écart-type des valeurs de charge TN au niveau des pixels dans les zones AMP et non AMP. La signification statistique des différences entre l’exposition à la pollution par l’AMP et non-AMP a été évaluée à l’aide d’un test Mann-Whitney U (MWU), un test non paramétrique adapté à la distribution fortement assortie et aux valeurs extrêmes observées dans les données. Des tests ont été réalisés pour chaque région individuellement et pour toutes les régions combinées. Les indicateurs globaux pour toutes les régions ont été calculés, pour les zones AMP et non AMP, fournissant un résumé tenant compte à la fois de la variabilité de l’exposition à la pollution au sein et entre les régions.
3. Résultats
La répartition et l’ampleur de l’exposition à la TN provenant des eaux usées à travers les AMP variaient selon les six régions de focus (Fig. 2). Dans la région Australasie-Mélanésie, la plupart des AMP ont connu une exposition relativement faible, près de 80 % tombant en dessous du 50e percentile et une charge médiane de TN basse de 6,8 kg/km2 (Tableau 1). Les AMP des Caraïbes, des Bahamas et du Triangle des Coraux ont montré des indicateurs similaires, avec 57 % des AMP en dessous du 50e percentile pour les deux régions, ainsi que des charges moyennes de TN similaires de 161,8 et 166,9 kg/km2, respectivement. Les régions d’Afrique de l’Est et du Moyen-Orient et de l’Afrique du Nord présentaient des proportions similaires d’AMP au-dessus du 50e percentile (53 % et 57 % respectivement), tout en présentant les charges moyennes, médianes et maximales de TN les plus élevées ainsi que les écarts-types les plus élevés, indiquant que plusieurs AMP subissent une pollution TN extrêmement élevée. Dans toutes les régions, les charges moyennes de TN étaient constamment supérieures aux médianes, reflétant l’influence d’un sous-ensemble d’AMP avec une pollution nutritive extrêmement élevée provenant des eaux usées. La large gamme d’écarts-types illustre également la nature hétérogène de l’exposition à la pollution des eaux usées au sein et entre les régions, soulignant la pollution disproportionnée que subissent certaines AMP.
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Fig. 2. Répartition spatiale de l’exposition à la pollution des eaux usées à travers les AMP situées à moins de 50 km de la côte dans les régions écosystémiques côtières tropicales.
Tableau 1. Répartition de l’exposition au TN à travers les AMP de six régions côtières tropicales. Les AMP ont été classées en compartiments à percentiles globaux basés sur la charge de TN (kg) par km2. Les pourcentages indiquent la proportion d’AMP dans chaque compartiment percentile. La ligne « Global » représente les valeurs de toutes les MPA, y compris celles au-delà des zones de focus, pour un contexte supplémentaire. La charge minimale de TN n’était pas incluse dans le tableau car elle est nulle (0) pour toutes les lignes. SD = Écart-type.
| Région | Superficie de toutes les AMP (km2) | <25e percentile ( %) | 25-50e percentile ( %) | 50-75e percentile ( %) | 75-90e percentile ( %) | >90e percentile ( %) | Charge moyenne de TN (kg/km2) | Charge médiane TN (kg/km2) | Charge maximale en TN (kg/km2) | SD |
|---|---|---|---|---|---|---|---|---|---|---|
| Australasie & Mélanésie | 347,595.3 | 32 | 47 | 19 | 3 | 0 | 30.8 | 6.8 | 744.8 | 81.1 |
| Caraïbes et Bahamas | 277,880.6 | 27 | 30 | 31 | 10 | 3 | 161.8 | 16.5 | 6608.0 | 533.5 |
| Triangle de Corail | 288,299.5 | 30 | 27 | 30 | 10 | 3 | 166.9 | 14.2 | 9450.0 | 702.2 |
| Afrique de l’Est | 97,618.8 | 17 | 31 | 34 | 13 | 6 | 363.13 | 42.3 | 10,751.1 | 1255.2 |
| Océan Indien | 2066.7 | 48 | 25 | 17 | 7 | 4 | 182.8 | 4.2 | 6454.6 | 729.5 |
| Moyen-Orient et Afrique du Nord | 122,348.4 | 20 | 24 | 30 | 17 | 10 | 706.4 | 65.0 | 14,084.6 | 2070.3 |
| Mondial | 1,135,809.3 | – | – | – | – | – | 934.0 | 30.7 | 247,445.9 | 6274.4 |
L’exposition à la pollution des eaux usées différait significativement entre les AMP et les zones côtières non AMP dans les six régions concernées (test MWU, p < 0,001 ; Tableau 2). Les charges de pollution médianes au niveau des pixels dans les AMP et les zones non AMP ont révélé des schémas régionaux contrastés. Les pixels AMP présentaient une exposition médiane plus élevée dans quatre régions comparé à leurs homologues non AMP : Triangle des Coraux (0,68 contre 0,005 kg/pixel), océan Indien (45,65 contre 2,6 × 10−4 kg/pixel), les Caraïbes et les Bahamas (0,01 contre 2,6 × 10−4 kg/pixel), ainsi que le Moyen-Orient et l’Afrique du Nord (0,01 contre 0,001 kg/pixel). Les charges moyennes de pollution étaient constamment supérieures aux médianes dans toutes les régions, avec de grands écarts-types, indiquant une distribution fortement déséquilibrée due à des points chauds de pollution localisés (Fig. 3). Lorsque toutes les régions étaient combinées, les AMP présentaient une médiane globale plus élevée comparée aux non-AMP (0,01 contre 0,001 kg/pixel) mais une moyenne plus faible (42,7 vs 74,4 kg/pixel), reflétant l’influence des valeurs extrêmes dans les zones non protégées et la variation régionale dans le placement des AMP par rapport à l’exposition à la pollution.
Tableau 2. Comparaison statistique de l’exposition à la pollution des eaux usées au niveau des pixel entre les zones AMP et non AMP dans les six régions cibles du monde. Toutes les différences étaient statistiquement significatives. SD = écart-type. MWU = Test Mann-Whitney U.
| Région | Pixels MPA | Valeur moyenne des pixels de la MPA (kg/pixel) | Médiane de l’APM (kg/pixel) | MPA SD | Pixels non-MPA | Valeur moyenne des pixels non-MPA (kg/pixel) | Médiane non-MPA (kg/pixel) | SD non MPA | Valeur p MWU |
|---|---|---|---|---|---|---|---|---|---|
| Australasie & Mélanésie | 225,887 | 2.9 | 9,4 × 10−6 | 24.4 | 951,313 | 8.8 | 7,6 × 10−5 | 124.4 | <0,001 |
| Caraïbes et Bahamas | 247,546 | 91.3 | 0.01 | 1102.5 | 1,055,632 | 72.0 | 2,6 × 10−4 | 1434.4 | <0,001 |
| Triangle de Corail | 308,438 | 39.0 | 0.68 | 168.9 | 3,063,319 | 59.9 | 0.005 | 605.5 | <0,001 |
| Afrique de l’Est | 109,811 | 46.2 | 6.8 × 10−4 | 355.2 | 510,185 | 168.4 | 0.004 | 2373.1 | <0,001 |
| Océan Indien | 2441 | 128.6 | 45.65 | 224.4 | 210,483 | 130.0 | 2,6 × 10−4 | 692.2 | <0,001 |
| Moyen-Orient et Afrique du Nord | 145,544 | 25.6 | 0.01 | 194.4 | 568,921 | 161.3 | 0.001 | 3726.2 | <0,001 |
| Total | 1,039,667 | 42.7 | 0.01 | 563.6 | 6,359,853 | 74.4 | 0.001 | 1494.1 | <0,001 |
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Fig. 3. Comparaison au niveau des pixels de la pollution TN dans les zones AMP et non AMP pour les six régions de focus. Les graphiques en essaim (points d’échantillonnage individuels) montrent la distribution des valeurs des pixels ; Les boîtes montrent la médiane (ligne rouge), la plage interquantile (IQR – boîte) et les moustaches (1,5xIQR). Les données sont échelées en logarithèmes pour la visualisation. De larges répartitions reflètent des schémas de pollution côtière hétérogènes avec des points chauds localisés.
4. Discussion
L’exposition généralisée et disproportionnée à travers les AMP souligne la préoccupation pressante que, malgré leur statut protégé, de nombreuses AMP sont vulnérables à la pollution des eaux usées, ce qui freine leur capacité à fournir des résultats écologiques. Nos résultats soulignent le besoin urgent, en tant que gestion des eaux usées domestiques ciblées et d’interventions politiques, en complément nécessaire à la conception et à la gestion des AMP.
Les contrastes régionaux soulignent l’importance d’informations spécifiques au contexte pour la prise de décision de gestion, notamment sur l’état des systèmes d’assainissement, les impacts écologiques de la pollution des eaux usées domestiques et l’environnement propice à l’assainissement (Wenger et al., 2024). Par exemple, des investissements ciblés dans les infrastructures, tels que la construction et la modernisation de systèmes centralisés de traitement des eaux usées, peuvent être cruciaux et plus appropriés dans certains endroits (Brauman et al., 2007 ; Gray et al., 2015), tandis qu’une approche d’économie circulaire ou des solutions fondées sur la nature (par exemple, la restauration des zones humides), ou la gestion communautaire des eaux usées peuvent être plus efficaces pour d’autres régions (Faragò et al., 2021 ; Smol, 2023 ; Vigerstol et al., 2021). Dans tous les cas, viser à augmenter le budget et à renforcer les capacités des communautés locales est vital pour renforcer la gestion efficace des AMP. Des programmes de suivi globaux, adaptés aux pressions locales et alignés sur les capacités et structures de gouvernance locales, sont essentiels pour orienter une gestion et des politiques adaptatives et efficaces.
Il est important de noter que les régions les plus exposées sont souvent aussi les moins équipées d’infrastructures ou de capacités de surveillance des eaux usées. C’est particulièrement pressant pour les régions tropicales en développement, où les lacunes d’infrastructures et les efforts de conservation sous-financés rendent les AMP particulièrement vulnérables (Wenger et al., 2024 ; Wakwella et al., 2023). Cela reflète des défis plus larges de justice environnementale, où de nombreuses régions des écosystèmes côtiers tropicaux les plus touchés se trouvent dans des pays à revenu faible et intermédiaire, où les communautés côtières locales dépendent fortement des écosystèmes côtiers pour la sécurité alimentaire (Nasim et al., 2023 ; Association internationale de l’eau (IWA), 2014). Lutter contre la pollution dans ces contextes nécessite une réforme de la gouvernance, une coopération internationale et des investissements ciblés qui intègrent la gestion de la pollution terrestre dans la conception des AMP et les stratégies de conservation côtière. Ensemble, ces tendances soulignent que la protection efficace des écosystèmes côtiers nécessite une gestion intégrée basée sur les terres et des investissements dans l’amélioration des systèmes sanitaires, en particulier dans les régions tropicales en développement.
La gestion de la pollution des eaux usées et l’amélioration de l’accès à un assainissement sécurisé sont non seulement bénéfiques pour les écosystèmes côtiers, mais ils apportent également des bénéfices pour la santé publique des communautés locales adjacentes (Wenger et al., 2024 ; Association internationale de l’eau (IWA), 2014). Les eaux usées non traitées et mal traitées peuvent contenir des agents pathogènes et des contaminants qui représentent une menace pour la santé humaine, tels que les maladies d’origine hydrique (par exemple, choléra, hépatite, etc.), en particulier pour les communautés qui dépendent des eaux côtières pour la pêche et un usage domestique (Jenkins et al., 2018, 2019). De plus, la sécurité alimentaire pour les communautés locales peut devenir un défi, car des polluants tels que les métaux lourds, l’excès de nutriments et les contaminants organiques transportés dans les eaux usées domestiques peuvent bios’accumuler dans les populations de poissons et de coquillages dont dépendent les communautés pour leur subsistance et leurs revenus (Wardrop et al., 2016 ; Dehm et al., 2021 ; Madikizela et Ncube). Ainsi, à mesure que la santé des écosystèmes côtiers s’améliore, les communautés locales peuvent continuer à bénéficier de leurs services écosystémiques respectifs tels que la protection côtière, la productivité des pêches et le stockage du carbone. Dans l’ensemble, lutter contre la pollution des eaux usées représente une situation gagnant-gagnant tant en termes de santé des écosystèmes que de bien-être humain.
Malgré les liens bien établis entre la pollution des eaux usées domestiques et la santé des écosystèmes côtiers et des humains, la pollution des eaux usées reste gravement sous-financée et dépriorisée dans les agendas mondiaux de conservation (Wear, 2016 ; Loiseau et al., 2021). Entre 2010 et 2022, seulement 3,9 % des financements philanthropiques des océans visaient la réduction de la pollution (Lewis et al., 2023). De plus, le secteur de l’eau fait face à un déficit annuel estimé à 130 milliards de dollars américains en matière de financement pour des infrastructures adéquates en eaux usées (Joseph et al., 2024). La volonté mondiale d’atteindre le 30×30 ne tiendra pas ses promesses à moins que l’efficacité de la protection contre la pollution ne soit priorisée en même temps que l’étendue. Pour que les AMP préservent la biodiversité, il faut s’attaquer aux sources polluantes qui compromettent leur intégrité écologique, comme les eaux usées.
Bien que notre analyse offre une première évaluation mondiale de l’exposition à la pollution des eaux usées dans les AMP à travers les régions des écosystèmes côtiers tropicaux, plusieurs limites doivent être reconnues. Bien que quantifier la répartition de l’exposition à la pollution des eaux usées soit crucial pour une gestion efficace, cette analyse sous-estime probablement l’étendue totale de l’exposition totale à la pollution, car cette approche ne prend pas en compte d’autres processus clés tels que l’hydrodynamique ou l’absorption biologique, qui influencent le transport et le sort de la pollution (MacNeil et al., 2019). L’analyse se concentre uniquement sur les charges de TN modélisées, et n’inclut donc pas les menaces d’autres polluants couramment présents dans les eaux usées (par exemple, phosphore, agents pathogènes, produits pharmaceutiques et métaux lourds) (van Dam et al., 2011). De plus, d’autres mécanismes de pollution terrestre ne sont pas inclus ici, tels que la sédimentation agricole et urbaine ainsi que le ruissellement des nutriments, largement reconnus comme des menaces croissantes pour la santé et la résilience des écosystèmes côtiers (Brown et al., 2017, 2019 ; Carlson et al., 2019), soulignant que les résultats sous-estiment encore l’exposition cumulative totale à la pollution terrestre. Enfin, l’analyse n’identifie ni ne quantifie les impacts directs sur les écosystèmes côtiers des régions, mais elle fournit des preuves suggérant qu’il pourrait y avoir des impacts, soulignant la nécessité d’études futures pour étudier et quantifier ces impacts (Nalley et al., 2023).
Pour atteindre les ambitions de l’objectif 30×30, la protection doit aller au-delà de la simple couverture spatiale et garantir que les AMP offrent des résultats écologiques concrets. Cela ne sera pas possible tant que la pollution terrestre ne sera pas systématiquement évaluée et traitée respectivement. Par conséquent, un ensemble plus global de paramètres doit être établi pour assurer le succès des AMP, où la pollution terrestre, y compris la pollution des eaux usées, est intégrée dans les indicateurs d’efficacité des AMP (Bennett et Dearden, 2014 ; Green et al., 2014). Cela nécessite d’intégrer la gestion des eaux usées dans les interventions de conservation côtière, y compris des outils spatialement explicites approfondis, des réformes politiques et des mécanismes de financement ciblés. Donner la priorité à l’investissement dans l’assainissement, la surveillance de la pollution et la gestion contextuelle renforcera non seulement les résultats écologiques des AMP, mais apportera également des bénéfices sociaux, culturels et sanitaires. Lutter contre la pollution des eaux usées dans les écosystèmes côtiers tropicaux est donc une étape cruciale et concrète vers une gestion océanique plus globale et efficace.