L’impact des nuisances acoustiques sur les cétacés du ...

L'impact des nuisances acoustiques sur les cétacés du Sanctuaire et de la Méditerranée nord-occidentale

Dr Alexandre Gannier – Klymene Recherche Marine – Sanctuaire Pelagos partie française 1

L’impact des nuisances acoustiques sur les cétacés du

Sanctuaire et de la Méditerranée nord-occidentale

Dr Alexandre Gannier

Klymene Recherche Marine

Contrat n°13031 – 83400PC du 30 octobre 2013

Rapport Final

16 avril 2014



Résumé :

La contribution des pollutions acoustiques à la dégradation des habitats des cétacés avait

été considérée comme secondaire jusqu’à une époque assez récente, en Méditerranée et ailleurs.

Cette étude propose des moyens de l’évaluer, permettant ainsi la prévention des impacts des

fortes intensités sonores sur les cétacés. Dans une première partie, nous donnons les clefs de la

compréhension de cette problématique complexe : le monde acoustique sous-marin, les facultés

acoustiques des cétacés. Nous nous focalisons sur les huit espèces communes en Méditerranée

occidentale, en fournissant un catalogue des émissions sonores de ces espèces. Dans une

seconde partie, nous exposons l’état de l’art : dans ce domaine plus que dans d’autres, les

avancées scientifiques majeures sont très récentes. L’examen des résultats récents nous permet

de proposer une typologie des impacts provoqués par les pollutions acoustiques sur les cétacés :

de la simple perception jusqu’à la lésion traumatique grave, constatée dans certains cas d’intensité

sonore très forte. Dans une troisième partie, nous élaborons un modèle de prévision des impacts

largement basé, mais pas uniquement, sur la notion de « dose sonore perçue » : pour des sons

impulsifs (type sismique ou battage de pieux) et des sons non impulsifs (type sonar), ce modèle

permet d’estimer des impacts allant du dérangement léger (sans interruption d’activité) jusqu’à la

lésion létale, en passant par la désertion d’un habitat. Nous appliquons ce modèle à un cas

générique de pollution sonore de type « transmission de sonar à moyenne fréquence », simulation

effectuée grâce à un logiciel spécialisé (et développé antérieurement à l’étude). La quatrième

partie est une discussion des points faibles et des points forts de l’approche, au regard de ce qui

se pratique ailleurs dans le monde. Cette partie est importante, car la problématique de la

prévision des impacts sonores sur les cétacés est en rapide évolution, et il faut avoir conscience

des zones sombres qui subsistent. Du reste, on constate malheureusement chaque année que

des accidents graves se produisent en raison de l’imperfection des méthodes de mitigation, ou de

leur mauvaise mise en pratique. L’imperfection des méthodes est largement due à l’imprécision

inhérente à chaque étape de la démarche de prévision, qui est complexe. Mais cette étude permet

de connaître les phénomènes qui se produisent lorsque des cétacés sont soumis à de fortes

intensités sonores, et fournit des moyens permettant de prévenir les effets les plus graves.

Citation :

GANNIER A., 2014. - L’impact des nuisances acoustiques sur les cétacés du Sanctuaire et de la

Méditerranée nord-occidentale. Klymene Recherche Marine et Sanctuaire Pelagos (Partie

française) : 182 p.



Introduction _______________________________________ ________________5

A\ Eléments fondamentaux ____________________________ _____________8

1) Eléments d’acoustique ____________________________ __________________ 8

a) Les ondes sonores ________________________________________________________ 8b) Différentes catégories de sons _______________________________________________ 9c) Ambiance sonore sous-marine______________________________________________ 10

2) Le monde acoustique des cétacés __________________ _________________ 13

a) Audition des cétacés______________________________________________________ 13b) Production des sons par les cétacés _________________________________________ 18c) Sensibilité des cétacés aux nuisances sonores _________________________________ 22

3) Répertoires des huit espèces de cétacés dans le S anctuaire _____________ 24

a) Répertoire du Dauphin bleu et blanc _________________________________________ 25b) Répertoire du Dauphin commun_____________________________________________ 27c) Répertoire du Grand dauphin _______________________________________________ 28d) Répertoire du Dauphin de Risso_____________________________________________ 29e) Répertoire du Globicéphale noir_____________________________________________ 30f) Répertoire du Ziphius de Cuvier_____________________________________________ 32g) Répertoire du Cachalot____________________________________________________ 33h) Répertoire du Rorqual commun _____________________________________________ 35

B\ Synthèse bibliographique _________________________ ______________36

1) Principales sources anthropiques pouvant impacter les cétacés __________ 36

a) Les explosions __________________________________________________________ 38b) Le battage de pieux ______________________________________________________ 42c) Le forage_______________________________________________________________ 45d) Les sismiques pneumatiques _______________________________________________ 48e) Les sonars _____________________________________________________________ 62f) Le trafic maritime ________________________________________________________ 78

2) Synthèse des effets des nuisances sonores sur les cétacés ______________ 84

a) Lésions traumatiques graves ou létales _______________________________________ 84b) Effets auditifs mesurés lors d’expériences en bassin_____________________________ 89c) Effets observés lors d’expériences d’exposition contrôlée________________________ 108d) Autres effets comportementaux observés ____________________________________ 114e) Synthèse des effets des nuisances sonores __________________________________ 117

3) Typologie retenue pour la gradation des effets de s nuisances sonores____ 119

a) Rationalité fondamentale de l’approche ______________________________________ 119b) Les différents niveaux de perturbation _______________________________________ 121

C\ Résultats ________________________________________ ____________125

1) Proposition d'un modèle de prévision des effets __ ____________________ 127

a) Variante pour les sons non-impulsifs ________________________________________ 128b) Variante du modèle pour les sons impulsifs (type sismique ou explosion) ___________ 132c) Audiogrammes de référence ______________________________________________ 135

2) Prévision des distances significatives pour les e ffets __________________ 141

a) Utilisation d’un modèle de propagation sphérique ______________________________ 142b) Limites du modèle de propagation sphérique__________________________________ 144



3) Application du modèle à un cas de forte nuisance sonore_______________ 147

a) Proposition d’un scénario de transmission de sonar ____________________________ 148b) Peuplement de cétacés considéré __________________________________________ 149c) Impact de la transmission sonar sur le peuplement _____________________________ 150

D\ Discussion _______________________________________ ___________157

1) Points forts et limites du modèle proposé ________ ____________________ 159

a) Sur les métriques employées ______________________________________________ 159b) Sensibilités des résultats aux seuils adoptés pour les effets comportementaux _______ 160c) Cas spécifique du Ziphius_________________________________________________ 161

2) Comparaison avec d'autres approches disponibles __ __________________ 163

a) Audiométrie par espèce ou regroupement d’espèces ?__________________________ 163b) Type de pondération fréquentielle __________________________________________ 164

Conclusion _________________________________________ _____________167

Références bibliographiques ________________________ _______________168

Index des figures __________________________________ _______________177

Index des tableaux _________________________________ _______________180

Annexes ____________________________________________ ____________182



Introduction

Depuis une trentaine d’années, on s’est progressivement rendu compte que les cétacés

pouvaient non seulement être dérangés dans leur cycle biologique par des pollutions sonores

d’origine humaine, mais aussi être mortellement affectés par des intensités sonores élevées.

Longtemps délaissée par les autorités chargées de réglementer les impacts des activités

humaines sur le milieu marin, la menace que fait peser la pollution acoustique sur la viabilité des

habitats de cétacés est maintenant prise au sérieux1. Cette problématique fait d’ailleurs partie des

aspects devant être pris en compte pour que le Sanctuaire Pelagos demeure un espace favorable

aux huit espèces de cétacés que l’on y rencontre régulièrement.

Au sein du milieu marin, les cétacés sont des prédateurs qui doivent se déplacer sur des

dizaines ou des centaines de kilomètres pour localiser leur proies, que ce soit une concentration

d’euphausiacés, des bancs de poissons, ou une agrégation de calmars océaniques. Une fois à

quelques kilomètres d’une ressource, les cétacés doivent approcher et capturer les proies en

évoluant au sein d’un milieu à trois dimensions où la visibilité s’étend au mieux à quelques

dizaines de mètres, et souvent bien moins. En Méditerranée nord-occidentale, la prédation des

cétacés se déroule en grande partie entre le crépuscule et l’aube, souvent en profondeur, dans

des conditions d’obscurité. Dans ce contexte, c’est le sens auditif qui est utilisé par les cétacés

pour localiser les proies, que ce soit le mysticète de Méditerranée, ou les odontocètes qui

approchent et capturent leurs proies par écholocalisation.

La plupart des espèces a une sociabilité élevée : le groupe a une importance primordiale

dans tous les aspects du cycle biologique des cétacés, y compris bien sûr la reproduction, la

protection contre les prédateurs, et les stratégies pour localiser et capturer les proies. Mis à part

pour la communication très rapprochée, c’est encore le sens acoustique qui est utilisé pour

organiser les individus dans l’ensemble de ces fonctions vitales. Les baleines, cachalots, dauphins

et autres odontocètes échangent des signaux sonores durant leur activité, pour se coordonner,

mais aussi pour reformer les groupes après qu’au cours d’une phase d’activité les individus se

soient dispersés. Dans ce cas également, des distances de plusieurs centaines, plusieurs milliers

de mètres, voire plus, séparent les conspécifiques, et il est vital que les signaux de communication

portent suffisamment loin.

Pour ces raisons, il est justifié d’affirmer que les caractéristiques acoustiques du milieu marin

ont une importance primordiale pour les cétacés. C’est pour cette raison que les facultés auditives

des cétacés sont très développées, englobant un grand domaine de fréquence (de 10 Herz à

200 kHz), variable selon les espèces, et une gamme de sensibilité très élevée : un dauphin est

capable d’entendre des pressions sonores aussi faibles que 10-4 Pa et de supporter une pression

1 Voir la Directive européenne EU 2008-56 du 25 juin 2008.



sonore dépassant 104 Pa. Par conséquent, les cétacés sont extrêmement sensibles aux

modifications de leur environnement sonore.

Comme l’anatomie de leur oreille interne est analogue à celle des autres mammifères, y

compris l’Homme, face à une pollution sonore, les cétacés développent une gamme de réactions

qui est similaire à celle qui est observée chez les mammifères terrestres, allant de la simple gêne à

une surdité définitive, en passant par la douleur et l’altération temporaire de l’audition (ou TTS en

anglais2). Il arrive aussi que dans certaines configurations, une réaction comportementale

d’évasion en réponse à une nuisance sonore élevée entraîne l’échouage massif de cétacés, et

donc très souvent la mort de nombreux individus. Un échouage aux conséquences fatales peut

également se produire alors que des individus ont subi des altérations de leur audition ou des

lésions internes non fatales à la suite d’une insonification accidentelle. Enfin, en présence

d’intensités sonores extrêmement fortes, les cétacés peuvent subir des lésions mortelles

immédiates. Face à une pollution sonore, la gamme des effets possibles est donc très étendue. La

région du Sanctuaire Pelagos n’est pas épargnée par l’ensemble des nuisances sonores

anthropiques que l’on rencontre sur la planète.

Le Sanctuaire Pelagos et les régions adjacentes sont situés dans une zone maritime très

fréquentée, où l’on trouve l’ensemble des activités humaines, la plupart étant malheureusement

bruyantes. Le trafic maritime commercial y est intense en raison de nombreux ports de commerce,

et de l’attrait touristique de la région, le trafic de plaisance à moteur y est extrêmement dense

pendant la saison chaude (et en expansion rapide depuis deux décennies), périodiquement des

campagnes de prospection sismique ont lieu, ainsi que des travaux lourds d’agrandissement de

port ou d’infrastructure, enfin il y a plusieurs ports militaires en France et en Italie. Les flottes

militaires comprennent des frégates anti-sous-marines (ASM), des navires de guerre des mines,

etc., qui sont munis de sonars de forte puissance ; les avions et les hélicoptères de lutte ASM sont

munis également des sonars aéroportés (bouées acoustiques, sonars trempés). L’ensemble de

ces moyens militaires présente un grand potentiel de nuisance acoustique pour les cétacés, même

si ce trafic militaire n’est pas le plus important, numériquement. L’utilisation de sonars ASM est à

l’origine de plusieurs échouages massifs de Ziphius, depuis 1963, le dernier en date s’étant produit

au début du mois d’avril 2014, en Grèce.

Si le traité du Sanctuaire Pelagos mentionne explicitement les pollutions acoustiques, il ne

les proscrit pas. Déjà bruyante il y a une vingtaine d’années3, l’ambiance sonore dans les eaux de

Méditerranée nord-occidentale s’est fortement dégradée, notamment dans les eaux du Sanctuaire.

Certains indices suggèrent que des portions d’habitats normalement favorables seraient en passe

d’être délaissées, ce qui pourrait conduire à la disparition de certains groupes résidents de cétacés

2 TTS pour Temporary Threshold Shift, soit une hausse temporaire du seuil d’audition (la hausse du seuilsignifiant une moins bonne audition).

3 Selon les enregistrements que nous avons réalisés à cette époque.



de plusieurs espèces. Il est donc indispensable de porter la problématique de l’effet des nuisances

sonores sur les cétacés à la connaissance d’un plus grand nombre de personnes, d’attirer

l’attention sur les effets les plus nocifs des fortes intensités sonores, de disposer d’outils

permettant de déterminer l’ampleur des impacts produits. C’est l’objet de cette étude.

Dans une première partie, on présentera les éléments fondamentaux de l’acoustique, étape

nécessaire pour évoquer ensuite le monde acoustique des cétacés, ce qui nous amènera à une

description du répertoire acoustique des cétacés de Méditerranée nord-occidentale, associée à

des documents sonores.

Ensuite, on passera en revue les principales sources de nuisance sonore qui ont des effets

sur les cétacés, avant de présenter une synthèse des éléments scientifiques qui permettent

d’élaborer une échelle des effets des pollutions sonores sur les différentes espèces, en me

focalisant sur les espèces du Sanctuaire, ou sur des espèces très voisines. Cet examen permettra

de présenter une typologie de ces effets, en partant du plus bénin jusqu’au plus grave, et en les

mettant en rapport avec les niveaux d’insonification auxquels sont soumis les cétacés.

Une échelle de détermination des effets des insonifications sera proposée, elle exprimera les

différents effets produits en fonction des niveaux sonores perçus ou reçus, selon le cas. Des

courbes audiométriques permettront de transformer, pour chaque espèce, les niveaux sonores

reçus en niveaux perçus. En couplant ces niveaux sonores à une loi de propagation du son, on

pourra déterminer les distances correspondant aux différentes classes d’impact pour une source

sonore de caractéristiques données. Le tout constituera mon modèle de prévision des impacts,

modèle que j’appliquerai ensuite à un cas typique de nuisance sonore, celui d’une transmission de

sonar anti-sous-marin4. Cet exemple permettra de matérialiser l’impact provoqué par une source

sonore de forte puissance sur un peuplement méditerranéen de cétacés5.

Enfin, on comparera l’approche proposée à d’autres méthodes disponibles dans la littérature,

en soulignant les points forts du modèle, tout en expliquant pourquoi il demeure néanmoins d’une

précision limitée.

L’ensemble de l’étude donnera des bases solides pour comprendre l’impact des fortes

intensités sonores sur les cétacés, et fournira le moyen d’évaluer l’ordre de grandeur des impacts

dans des cas de figures typiques.

4 Les caractéristiques de ce sonar seront cependant « génériques », sans rapport précis avec un engin réel,de même que les conditions de transmission des « pings » du sonar.5 Un second cas d’application, celui d’une prospection sismique par canon pneumatique, avait été envisagéau départ de l’étude ; mais finalement, il n’a pas été retenu.



A\ Eléments fondamentaux

Définir les bases de l’acoustique, décrire les différents types élémentaires de sons, et les

composantes de bases de l’ambiance sonore sous-marine. Décrire les spécificités des cétacés en

terme de production et de réception des sons, fournir une base de données du répertoire des

espèces de Méditerranée nord-occidentale, aborder les conséquences des nuisances sonores

d’origine anthropique.

1) Eléments d’acoustique

a) Les ondes sonores

Le son est une onde de pression caractérisée par sa célérité de propagation et sa fréquence,

lesquels permettent de calculer la longueur d’onde. La célérité du son n’est pas fixe, dans l’eau

elle varie en fonction de la densité (donc de la température, de la pression et de la salinité), mais

elle est moins variable que dans l’air. La célérité du son dans l’eau de mer vaut de l’ordre de

1530 m/s (contre 341 m/s dans l’air à 15°C). La fré quence se définit en Herz (ou cycle/s), par

exemple une fréquence de 440 Hz correspond au « la » des musiciens. Pour chaque espèce

animale dotée d’une ouïe, il y a une fréquence en deçà de laquelle les sons ne sont pas entendus

(fréquence min pour l'homme ≅≅≅≅ 20 Hz), et une fréquence au-delà de laquelle les sons ne sont pas

audibles (fréquence max pour l'homme ≅≅≅≅ 18 kHz). Entre ces deux bornes, qui limitent le domaine

audible d’une espèce, les sons ne sont pas entendus avec la même sensibilité.

La longueur de l’onde de pression sonore est définie par la relation λ = c / f , où λ est en m

quand c est en m/s et f est en Herz. Ce qui par exemple donne pour un « la », une longueur

d’onde de 341/440 = 0,77 m dans l’air, mais de 1530/440 = 3,47 m dans l’eau de mer. Cette

notion est importante car la longueur d’onde est en rapport avec les organes qui produisent et

reçoivent les sons. De plus, la détection d’un objet par écholocalisation n’est pas possible quand

cet objet est significativement plus petit que la longueur d’onde6.

Toutes espèces confondues, les cétacés sont concernées par des fréquences allant de

10 Hz (appels des grands balénoptères) à 150-200 kHz (écholocalisation de certains delphinidés),

soit des longueurs d’onde allant de 150 m à 1 mm, environ.

La puissance sonore d’une source est établie en watt, comme toutes les puissances, et

l’intensité sonore se définit comme un flux de puissance à travers une unité de surface, en W/m2.

On démontre que cette intensité I est reliée à la pression sonore p par la relation simplifiée

suivante : I = p2 / ρ.c , avec ρ la masse volumique du fluide. En raison de la différence entre les

masses volumiques de l’air et de l’eau, ainsi que la différence entre leurs célérités, une puissance

6 En fait, c’est une variable appelée « nombre d’onde » qui intervient.



acoustique donnée (par ex. 1 W) génère une pression sonore 60 fois plus élevée dans l’eau que

dans l’air. C’est pour cette raison que l’eau est un milieu très favorable à la transmission des sons.

• Les décibels

En acoustique, la quantification des niveaux sonores et un grand nombre de calculs

s’effectuent en utilisant les décibels. Cette notation permet d’exprimer les niveaux sonores en

fonction de leur perception par l’ouïe humaine (et celle des mammifères), comme le niveau de

pression sonore :

Lp = 20 log10 (p/p0) , p0 = 1 µPa dans l’eau (20 µPa dans l’air)

L’échelle des pressions sonores audibles (dans l’air, pour l’homme, de 20 µPa à 100 Pa) est

ainsi réduite à une échelle allant de 0 à 133 dB. On dit conventionnellement que 120 dB est le

seuil de douleur pour la fréquence de 1000 Hz. Notons que la quantité de 1 décibel (dB) est en fait

la variation minimale à laquelle est sensible une oreille avertie. Dans cette étude, l’expression

« niveau sonore » sera équivalente à l’expression « niveau de pression sonore ».

Les décibels s’appliquent aussi aux autres variables utilisées en acoustique ; une autre

grandeur que nous utiliserons est le niveau de source, Ls, qui égal au niveau de pression sonore

mesuré à une distance de 1 m de la source. Le niveau de source est la manière habituelle

d’exprimer la puissance acoustique d’une source sonore, il est noté ainsi : dB re 1µPa@1m. Des

niveaux de source supérieurs à 200 dB indiquent des sources sonores de très forte puissance.

On observe que la notation « décibel » s’applique à des grandeurs de nature diverse.

b) Différentes catégories de sons

L’évolution de la pression sonore dans le temps, et son contenu en fréquence7 sont les deux

caractéristiques qui permettent de classer les sons en trois catégories principales :

• les sons impulsifs

Les sons extrêmement brefs produits par des chocs, des chutes, des claquements, des

explosions appartiennent à la catégorie « impulsions ». Leur durée est de l’ordre de quelques µs à

quelques ms. Quelques exemples : un claquement de main, un claquement de cavitation, un clic

de cachalot, une explosion chimique ou pneumatique.

Les clics d’écholocalisation des odontocètes sont des impulsions, ils peuvent dans certains

cas être à bande étroite et modulation de fréquence (marsouins, ziphiidés, kogiidés, quelques

dauphins), mais ils sont le plus souvent à bande large (cachalot, la plupart des dauphins).

o Exemple sonore 1: airgun

7 Pour les besoins de cette étude, on définira la basse fréquence pour des sons à moins de 1 kHz, lamoyenne fréquence pour des sons compris entre 1 et 5 kHz, la haute fréquence pour des sons comprisentre 5 et 20 kHz, et ultra-haute fréquence pour ce qui est au delà.



• les sons purs et composés

Il s’agit de sons de durée importante (en tout cas supérieure à quelques 1/100è de s), dont la

caractéristique en fréquence est une sinusoïde (son pur), ou plusieurs sinusoïdes dont les

fréquences « harmoniques » sont multiples d’une fondamentale (cas du son composé).

Les sifflements, y compris ceux de cétacés, sont des exemples de sons purs ou composés,

selon le cas, ainsi que certains cris ou appels de baleine. Les sonars scientifiques ou militaires

émettent également ce type de son.

Dans la plupart des cas, les sifflements de dauphins ont une fréquence modulée, qui varie

régulièrement au cours de la durée du sifflement. Cette durée est en général comprise entre moins

d’un dixième de seconde et quelques secondes.

Exemple sonore 2: sonar

• les cris pulsés

Les moyens et grands delphinidés produisent aussi des sons qui ressemblent à des sons

composés mais qui sont en fait des trains d’impulsions très serrées. A l’oreille, ils rendent comme

des miaulements, ou des couinements, etc.

Exemple sonore 3: cri pulsé d’orque

• les bruits

En acoustique, le terme « bruit » a une signification précise : il s’agit d’un son dont le

contenu en fréquence n’est pas « discret », c’est-à-dire qui n’est pas composé d’une ou plusieurs

fréquences particulières, mais d’un nombre infini de fréquences élémentaires adjacentes qui

forment un spectre continu.

Le bruit du vent, les bruits d’hélice, les frottements divers, sont des exemples de bruits. Un

cas courant de bruit utilisé en laboratoire est le « bruit blanc », pour lequel la densité spectrale est

constante entre deux bornes. En milieu sous-marin, les bruits masquent les signaux de

communication, en particulier ceux des cétacés.

Exemple sonore 4: bruit de NGV

c) Ambiance sonore sous-marine

Les bruits produits au-dessus de la surface ne pénètrent pratiquement pas le milieu

aquatique ; de même, les sons produits au sein de la colonne d’eau s’en échappent très peu à

travers la surface, en raison des très grandes différences d’impédance acoustique. Une proportion

mineure des bruits sous-marins sont transmis par le sol, en fonction de la nature du fond. Au total,

le volume sous-marin se comporterait comme un réservoir acoustique si l’énergie sonore n’y était

pas progressivement absorbée par des effets mécaniques et électrochimiques. L’absorption du

son dans l’eau au fur et à mesure de son parcours dépend énormément de la fréquence : à

100 Hz, l’absorption n’est que de 10-3 dB par km, alors qu’à 100 kHz elle vaut 20 dB par km. Donc,

le milieu sous-marin se comporte un peu comme un réservoir de bruits à basse fréquence.



La conséquence de ces phénomènes est que le monde sous-marin est naturellement

bruyant pour les basses fréquences, alors que pour les hautes fréquences le bruit naturel ambiant

est plutôt faible. Un grande nombre de phénomènes naturels contribuent au bruit ambiant, y

compris la composante biologique, et les aspects climatiques : ainsi, le vent, les vagues, la pluie,

ont une grande influence sur le niveau de bruit ambiant. Pour prévoir le bruit ambiant sous-marin,

on utilise des abaques issus des courbes de Wenz, qui indiquent la densité spectrale de bruit en

fonction de la fréquence et de nombreux paramètres (Fig.1).

Exemple sonore 5: Cachalot en ambiance sous-marine peu anthropisée

Le bruit ambiant a tendance à masquer les sons des cétacés, en fonction des fréquences

utilisées par les différentes espèces. Plus le bruit ambiant augmente, plus les cétacés doivent

augmenter le niveau de leurs vocalisations pour maintenir une même distance de communication

ou d’écholocalisation.

Toutes les composantes anthropiques du bruit sous-marin augmentent le bruit ambiant et ont

tendance à entraver les communications des cétacés. En raison de l’effet « réservoir » du milieu

sous-marin et de la faible absorption des sons à basse fréquence, le bruit basse fréquence a

fortement augmenté dans les 50 dernières années du fait de la circulation de milliers de navires

marchands dans presque toutes les zones géographiques du monde. McDonald et al. (2006) ont

ainsi mesuré une hausse de 15 dB du bruit pour des fréquences de 30 à 50 Hz, au large de la

Californie. En Méditerranée nord-occidentale, il n’y a pas de résultat publié sur l’évolution du bruit

ambiant, mais depuis deux décennies l’augmentation est très forte8.

Exemple sonore 6: Cachalot en ambiance sous-marine anthropisée

8 Tendance démontrée par nos enregistrements, notamment dans la bande des 0-20 milles.



Figure 1 : Abaque de bruit ambiant sous-marin (d’après Richardson et al., 1995).



2) Le monde acoustique des cétacés

Dans ce milieu sous-marin extrêmement acoustique, les cétacés dans leur ensemble ont

développé des caractéristiques uniques d’audition et de production des sons. Leur appareil auditif,

bien que gardant une organisation semblable à celle des autres mammifères, a énormément

évolué, surtout au niveau de l’oreille externe et moyenne, et n’a évidemment rien à voir avec celui

des autres vertébrés marins (en premier lieu les poissons). Leurs organes de vocalisation gardent

un point commun avec celui des mammifères terrestres, celui de fonctionner grâce aux voies

aériennes supérieures. Par ailleurs, aussi bien au niveau de l’audition que de la vocalisation, les

mysticètes et les odontocètes ont subi des évolutions distinctes9. Pourtant, il n’est pas exact

d’affirmer que les répertoires des mysticètes soient moins diversifiés que ceux des odontocètes,

comme on le lit parfois : une espèce comme le Mégaptère (Megaptera novaeangliae) produit des

sons beaucoup plus variés que le Cachalot, les Ziphiidés ou les marsouins.

Les huit espèces communes en Méditerranée nord-occidentale ne représentent pas un

échantillon complet de toutes les familles de cétacés marins : on ne trouve qu’un mysticète, le

Rorqual commun (Balaenoptera physalus), et il n’y a aucun phocoenidé, par exemple. Mais parmi

les odontocètes, on compte des représentants de familles essentielles (petits et grands

delphinidés, ziphiidés, physéteridés), ce qui fait que les sons de cétacés audibles dans le

Sanctuaire sont tout de même assez diversifiés et couvrent une bonne partie du spectre, entre

15 Hz et 100 kHz. Grâce aux enregistrements du GREC, je pourrai donc présenter une grande

partie du monde acoustique des cétacés dans un catalogue sonore10.

a) Audition des cétacés

Aspects anatomiques

Les trois parties fonctionnelles de l’appareil auditif des mammifères sont présentes chez les

cétacés : oreille externe, oreille moyenne et oreille interne. L’oreille externe des cétacés conserve

un orifice auditif, mais dont la fonctionnalité est limitée : chez les odontocètes, la réception des

sons à moyenne et haute fréquence s’effectue par la mandibule (Fig.2) et chez les mysticètes, le

circuit de l’oreille externe semble passer par l’orifice auriculaire et une structure souple spécifique

appelée le « doigt de gant ». La partie osseuse de la mandibule des odontocètes est constituée

dans sa partie postérieure d’un voile concave, à l’intérieur duquel se trouve une masse fibreuse et

graisseuse très bonne conductrice des sons qui joint l’oreille moyenne à la membrane tympanique.

9 La production des sons par les mysticètes n’est pas encore précisément élucidée.10 Pour les enregistrements de Rorqual commun, j’aurai recours à une source extérieure car leséquipements embarqués du GREC ne permettent pas d’enregistrer les sons à très très basse fréquence.



Figure 2 : Réception du son chez les odontocètes (d’après Ketten in Au et al., 2000).

Celle-ci est très particulière car elle fait partie avec l’oreille interne du complexe de la bulle

tympano-périotique : entre le tympan et la fenêtre ovale de l’oreille interne, les osselets de l’oreille

moyenne sont très modifiés. La bulle tympanique osseuse a pour propriété de ne pas être liée

rigidement à la boîte cranienne, chez les odontocètes. La cavité de l’oreille moyenne contient de

l’air et un plexus artério-veineux. Une partie de la bulle tympanique renferme l’appareil cochléal de

l’oreille interne, qui n’est pas différent par essence de celui des autres mammifères. La cochlée en

forme de spirale renferme la membrane basilaire qui recueille les vibrations et les transforme en

impulsions micro-électriques grâce à des cellules ciliées, lesquelles sont présentes en quantité 6 à

17 fois supérieure chez les dauphins, par rapport aux humains. Les proportions de l’appareil

cochléal sont très variables et strictement liées au domaine de fréquence de chaque espèce de

cétacé, elles sont très adaptées aux hautes fréquences chez les odontocètes (Fig.3).

Figure 3 : Oreille moyenne et interne de dauphin (tiré de Thewissen in Perrin et al., 2002)



L’oreille interne est reliée à la partie auditive du cerveau (très volumineuse) par un faisceau

nerveux de diamètre très important, confirmant ainsi l’importance du sens auditif chez les cétacés.

Ainsi, malgré sa proximité fonctionnelle avec celle des mammifères terrestres, l’anatomie du

système auditif des cétacés a des traits spécifiques, plus accentués chez les odontocètes que

chez les baleines à fanons. Ces caractères lui confèrent une grande sensibilité, y compris sans

doute aux agressions sonores.

Audiogrammes

La sensibilité de l’oreille dépend de la fréquence ; l’audiogramme est la courbe définissant le

seuil d’audition (donc le plus faible niveau sonore audible) en fonction de la fréquence. Chaque

espèce a son audiogramme11, que l’on détermine par expérimentation. Parmi 85 espèces de

cétacés, seules 19 ont été sujettes à des expériences audiométriques, c’est peu mais cela

représente un grand progrès par rapport à 2002 (Fig.4). Mais on ne dispose pas à l’heure actuelle

d’audiogramme de mysticète ou de cachalot, par exemple.

Figure 4 : Audiogrammes d'odontocètes existant en 2002 (extrait de NRC, 2003).

En effet, les seuils auditifs sont habituellement déterminés par des expériences "psycho-

acoustiques" réalisées en milieu captif et pendant lesquelles on soumet des cétacés à des tests

auditifs, souvent avec des sons purs. Ces tests sont analogues à ceux auxquels sont soumis les

humains quand on établit leur audiogramme. Les individus doivent au préalable avoir été dressés,

afin de leur apprendre à donner la bonne réponse à la question posée: "entends-tu le son que l'on

11 Et même chaque individu a son audiogramme, qui de plus varie avec l’âge.



vient de t'envoyer ?". Cela prend des mois. Il faut ensuite plusieurs semaines pour établir

l'audiogramme d'un cétacé avec cette méthode. Pour cette raison, jusqu'à présent, seuls des

odontocètes de taille moyenne ou petite pouvant être maintenus en captivité ont été étudiés sur le

plan de l'audiométrie.

Une méthode d'audiométrie électro-physiologique "AEP" a été mise au point pour pallier la

quasi-impossibilité expérimentale de mesurer l'audition des cétacés qui ne peuvent être maintenus

en captivité. Elle consiste à mesurer la sensibilité auditive grâce à des électrodes implantées sur la

peau au-dessus de la tête pour capter les micro-potentiels électriques qui émanent du cortex

auditif: c'est l’ABR, "auditory brain stem" (Nachtigall et al., 2007). Les niveaux sonores sont alors

projetés soit par des transducteurs disposés à faible distance du cétacé, soit par des transducteurs

appliqués contre le mandibule inférieure des cétacés (cas du "jawphone"). L'avantage de cette

méthode est sa rapidité (pas besoin de dressage) et son aptitude à être mise en oeuvre à

l'extérieur, comme par exemple dans un bassin temporaire sur un cétacé malade et en cours de

réhabilitation (Nachtigall et al., 2005), ou sur le rivage après l'échouage d'un cétacé vivant (Cook et

al., 2006), ou bien encore sur un bateau après la capture temporaire d'un dauphin (Nachtigall et

al., 2008).

Un des grands avantages de la méthode AEP est qu'elle permet l'obtention rapide

d'audiogrammes, ce qui permet d'étudier des groupes entiers (Houser et al., 2008), ou de mesurer

les pertes d'audition (TTS) consécutives à l’exposition préalable à des niveaux sonores élevés.

Toutefois, les résultats des tests par AEP ne concordent pas exactement avec les expériences

psycho-acoustiques, on obtient fréquemment des seuils d’audition un peu plus forts (de l’ordre de

5 à 10 dB). D'autre part, les seuils auditifs obtenus sur des individus échoués, et parfois mourants,

ne sont pas forcément représentatifs de ceux d'individus en bonne santé. Malgré ces

imperfections, la méthode AEP a permis de connaître grossièrement le domaine de sensibilité

auditive pour des odontocètes comme le cachalot (Ridgway & Carder, 2001), ou des mésoplodons

(Cook et al., 2006; Finneran et al., 2009).

Les courbes d'audiométrie établies jusqu'à présent sur les delphinidés, marsouins et

bélouga, ont plusieurs points communs (Fig.4) :

- elles montrent la forme classique en cuvette de celles des autres mammifères,

- la meilleure audition pour les cétacés testés est obtenue entre 10 et 80 kHz,

- à basse fréquence, la diminution de la sensibilité suit une pente approximative de 12 dB/octave12,

- pour ces odontocètes, la sensibilité optimale vaut entre 30 et 60 dB (re 1µPa) environ.

Il faut remarquer que des écarts de 10 dB ou plus peuvent exister pour des expériences

menés sur des individus différents d'une même espèce, écarts dus aux sujets eux-mêmes (Houser

& Finneran, 2006), à leur âge, ou aux conditions d'expérience, notamment le bruit de fond dans le

12 Multiplication de la fréquence par un facteur 2 ou 1/2



bassin, qui a un effet masquant. Les résultats de certaines expériences semblent non

représentatifs (Schlundt et al., 2011 sur le globicéphale tropical, par ex). La précision d’une courbe

audiométrique est donc de cet ordre. Parmi les huit espèces du Sanctuaire, la totalité des

delphinidés a subi des expériences d’audiométrie, liste à laquelle on peut ajouter le cachalot qui a

été étudié dans des conditions plus basiques (Tab.1). Pour les mysticètes, des travaux de

modélisation mécanique de l’oreille externe et moyenne (Tubelli et al., 2012) ont permis de

déterminer une bande audible pour le Rorqual de Minke (B.acutorostrata), d’environ 30 Hz à 7,5

kHz (modèle « doigt de gant »). La meilleure sensibilité est estimée grossièrement à 65 dB.

Espèce Bande passante @-10 dB etseuil optimal

méthode Référence

grand dauphin [8 à 100 kHz] ; 42 dB à 50 kHz comportementale Johnson, 1967

orque [10 à 30 kHz] ; 34 dB à 20 kHz comportementale Szymanski et al., 1999

pseudorque [15 à 70 kHz] ; 40 dB à 64 kHz comportementale Thomas et al., 1988

dauphin bleu et blanc [29 à 123 kHz] ; 42 dB à 64 kHz comportementale Kastelein et al., 2003

dauphin de Risso [20 à 100 kHz] ; 50 dB à 90 kHz électrophysiologique Nachtigall et al., 2005

dauphin commun [44 à 90 kHz] ; 53 dB à 64 kHz électrophysiologique Popov et al., 1998

globicéphale noir [23 à 45 kHz] ; 53 dB à 40 kHz électrophysiologique Pacini et al., 2010a

globicéphale tropical [20 à 70 kHz] ; 78 dB à 40 kHz électrophysiologique Schlundt et al., 2011

orque pygmée [25 à 50 kHz] ; 51 dB à 30 kHz électrophysiologique Pacini et al., 2010b

lagénorhynque Pacifique [16 à 100 kHz] ; 64 dB à 64 kHz comportementale Tremel et al., 1998

lagénorhynque à bec blc [29 à 123 kHz] ; 40 dB à 130 kHz électrophysiologique Nachtigall et al., 2008

mésoplodon de Blainville [35 à 60 kHz] ; 49 dB à 50 kHz comportementale Pacini et al., 2011

bélouga [20 à 100 kHz] ; 37 dB à 32 kHz comportementale in Au et al., 2000

sotalie fluviatile [64 à 100 kHz] ; 50 dB à 85 kHz comportementale Sauerland et al., 1998

sousa [30 à 50 kHz] ; 47 dB à 45 kHz électrophysiologique Li et al., 2012

marsouin commun [15 à 120 kHz] ; 37 dB à 40 kHz comportementale Kastelein et al., 2002

marsouin du Yang-Tse [40 à 110 kHz] ; 48 dB à 54 kHz électrophysiologique Popov et al., 2005

dauphin de l’Amazone [60 à 100 kHz] ; 50 dB à 80 kHz ? in Au et al., 2000

dauphin du Yang-Tsé [16 à 80 kHz] ; 59 dB à 32 kHz ? in Au et al., 2000

cachalot [5 à 40 kHz] ?; < 60 dB ? AEP sur nouveau-né Ridgway & Carder, 2001

rorqual de Minke [0.2 à 3 kHz] ?; 65 dB à 1 kHz ? modélisation Tubelli et al., 2012

Tableau 1 : Liste des audiogrammes de cétacés publiés (janv. 2014)



b) Production des sons par les cétacés

Tous les cétacés produisent des sons essentiellement grâce à des circulations d’air dans

leurs voies aériennes supérieures, et la plupart du temps par circulation interne. Un autre mode

d’émission acoustique pratiqué par les cétacés est le choc d’une partie du corps (ou de la totalité)

avec la surface : sauts et battements de caudale ou de pectorale assurent cette fonction.

Aspects anatomiques

Les parties anatomiques qui assurent les émissions sonores sont mieux connues pour les

odontocètes que pour les mysticètes ; dans les deux cas, des progrès scientifiques viennent

constamment mettre à jour cette problématique.

Pour ce qui est des baleines à fanons, il y a évidence que les vocalisations sont émises dans

une zone du bas larynx dans lequel on a observé des caractères anatomiques spécifiques, tout au

moins chez le Mégaptère (Mercado et al., 2010). Cependant, la variété des émissions acoustiques

des mysticètes est forte selon les espèces : extrêmement réduite chez les plus grands

balénoptères, elle est grande chez les balénidés et maximale chez le Mégaptère. Il y a donc des

chances pour que les spécificités anatomiques liées à la production des sons soient moindres

chez le Rorqual bleu (B. musculus) et commun.

Pour ce qui est des odontocètes, on n’observe pas d’unicité anatomique de l’appareil

vocalisateur ; il semble cependant qu’il y ait un cas extrême d’évolution chez le Cachalot, alors que

pour les autres familles, les caractères anatomiques dérivent d’un même schéma basé sur une

complexification des voies aériennes supérieures.

Chez le Cachalot, le conduit respiratoire se divise sous l’évent en un conduit gauche

assurant la fonction respiratoire, et un conduit droit assurant la fonction production des sons

(Fig.5). Le conduit droit comprend un sac « vestibulaire » producteur de clics, associé au museau

de singe, et un sac « naso-frontal » réflecteur des clics, situé sur la paroi crânienne.

Figure 5 : Anatomie de l’appareil émetteur sonore du Cachalot (d’après K.Das, 2003)



Le reste de la tête a pour fonction de conduire et focaliser les clics (spermaceti et « junk »13).

Cette singularité anatomique est associée à une spécialisation absolue du répertoire, puisque le

Cachalot ne produit que des impulsions de type clic, qui sont organisées de manières différentes

selon leur fonction élémentaire, soit écholocalisation, soit communication (Madsen et al. 2002).

Chez les delphinidés, les modifications des voies aériennes supérieures consistent en deux

paires de sacs aériens/museau de singe, une droite et une gauche, pas exactement identiques

(Fig.6). La circulation interne de l’air dans la paire droite ou la paire gauche assure la production

sonore. Ces deux ensembles permettent la production simultanée de deux types de sons, par

exemple un train de clics dans une paire de sacs et un sifflement dans l’autre. Les toutes dernières

informations suggèrent que la paire droite servirait à produire les clics, et la paire gauche les

sifflements (Madsen et al., 2013).

Figure 6 : Anatomie de l’appareil émetteur sonore chez le Grand dauphin (d’après K.Das, 2003)

Les appareils producteurs de sons n’ont pas été étudiés pour tous les odontocètes ;

cependant la littérature suggère que le système de « complexe de sacs aériens » a été observé

pour plusieurs delphinidés, et qu’il serait également valable pour les ziphiidés et les phocoenidés

(Huggenberger, 2009). Pour le Marsouin commun, Huggenberger (2008) observe que la région

hyoïde-larynx joue également un rôle pour la production des sons. Etant donné, que plusieurs

familles d’odontocètes présentent des répertoires sonores très spécifiques, il n’est pas exclu que

les adaptations anatomiques soient également substantiellement différentes. On voit donc que ce

domaine de la recherche est encore ouvert.

Domaines de fréquence utilisés

Les fréquences sonores émises par les cétacés obéissent en général aux grandes lois de

l’acoustique : plus les animaux sont gros, plus les sons émis sont à basse fréquence. Cependant,

ce principe s’applique de manière distincte aux sons purs ou composés (émissions tonales) et aux

13 Poche de tissu huileux et fibreux située sous le spermaceti et conduisant les sons



impulsions (Fig.7). A une extrémité du diagramme des fréquences, on a les appels du Rorqual

bleu, et à l’autre extrémité les clics du Marsouin ; lesquels sont plus hauts en fréquence que ceux

du Cachalot, d’une magnitude environ.

Figure 7 : Emissions sonores de cétacés (extrait de NRC, 2003).(Cuvier's B W = ziphius, Pilot W = globicéphale, Striped D = dauphin bleu et blanc, Sperm W = cachalot)

Pour ce qui est des delphinidés, qui ont souvent un répertoire composé au moins de

sifflements et de clics d’écholocalisation, on a remarqué que les sifflements comprenaient en

général une fondamentale entre 2 et 15 kHz (audible par les humains) et s'étendaient dans la

bande 20-35 kHz (May-Collado et al., 2007 ; 2009), bien que cela ne soit pas systématique

(Oswald et al., 2004). Il est admis (Supin et al., 1995, in Au & Hastings, 2008) qu’il y a une

corrélation nette entre la fréquence maximale des sifflements émis par les différentes espèces de

dauphins, et leur taille respective (c’est une relation inverse).

Espèce Fréquences(kHz)

Duréemoyenne (s)

référence (s)

Dauphin bleu et blanc 7,8 à 15,1 0,73 Gannier et al., 2009

Dauphin commun 8,5 à 13,1 0,47 Gannier et al., 2009

Grand dauphin 6,4 à 12,7 0,71 Gannier et al., 2009

Dauphin de Risso 8,2 à 14,5 0,65 Rendell et al., 1999 - Gannier et al., 2009

Globicéphale noir 3,2 à 6,4 0,89 Gannier et al., 2009

Orque 4,2 à 9,0 1,11 Riesch et al., 2005

Tableau 2 : Domaines de fréquence et durée des cris et sifflements de quelques espèces.



Les clics d'écholocalisation des delphinidés ont une énergie spectrale maximale à ultra-haute

fréquence, comme pour l'orque pygmée (70-85 kHz ; Madsen et al., 2004a), le faux orque (30-

70 kHz ; Madsen et al., 2004b), le dauphin de Risso (50-90 kHz ; Phillips et al., 2003 ; Madsen et

al., 2004b). Pour ce dernier et l'orque, delphinidé de très grande taille, les spectres des clics sont

bimodaux, avec un premier pic entre 20 et 30 kHz, et un second entre 40 et 60 kHz (Au et al.,

2004). Comme indiqué plus haut, la fréquence des clics d’écholocalisation est en relation avec la

taille des proies de chaque espèce, par exemple, une fréquence de 30 kHz indique que la

dimension de la cible est de l’ordre de 5 cm14. Pour les ziphiidés, le tableau est similaire, avec des

fréquences d'énergie maximale de 42 kHz pour le ziphius (Zimmer et al., 2005) et une centroïde

de 38 kHz pour le mésoplodon de Blainville (Johnson et al., 2006) ou de 30 à 50 kHz pour le

mésoplodon de Gervais (Gillespie et al., 2009). Pour le cachalot, l'énergie maximale du clic se

situerait à 15 kHz (Madsen et al., 2002), donc en rapport avec des proies plus grosses.

Il apparaît donc clairement que l'énergie spectrale des clics se trouve à plus haute fréquence

pour les espèces les plus petites, ce qu'ont déjà observé Au et al. (2004), et quelle que soit la

famille d'odontocète (delphinidés, ziphiidés, physéteridés).

Espèce Fréquencecentroïde

kHz (*)

Fréquenced'énergie

max kHz (*)

Niveau desource pic-pic dB (**)

référence (s)

Dauphin de Risso 75 49 220 Madsen et al. 2004

Ziphius de Cuvier 42 40 214 Zimmer et al. 2005

Mésoplodon de Blainville 38 Johnson et al. 2006

Cachalot 15 15 220-236 Madsen et al. 2002

Faux orque 49 40 220 Madsen et al. 2004

Orque pygmée 70-85 40 197-223 Madsen et al. 2004

Orque 38 195 - 224 Au et al. 2004

Tableau 3 : Domaines de fréquence et niveau de source des clics d'écholocalisation de quelquesodontocètes.(*) uniquement quand le résultat provient d'un système d'enregistrement à bande large. (**) quand lesconditions expérimentales ont permis de déterminer l'orientation dans l'axe

En juxtaposant ces résultats sur les clics d'écholocalisation et ceux concernant l'audition, il

apparaît une correspondance entre le domaine de meilleure sensibilité auditive (Tab.3) et la bande

de fréquence d'énergie maximale des clics d'écholocalisation, quels que soient les genres

d'odontocète. On peut utiliser ce paradigme de la similarité des bandes fréquentielles d'émission et

de réception, pour tenter de définir le domaine de meilleure audition des espèces pour lesquelles

on ne dispose pas d’audiogramme, à condition de disposer d’une bonne description spectrale des

clics d'écholocalisation.

14 Ce qui ne veut pas dire que les poissons ou les calmars recherchés mesurent 5 cm, c’est simplement la



c) Sensibilité des cétacés aux nuisances sonores

Même si cela peut sembler évident, il faut observer que les cétacés sont sensibles aux

nuisances sonores dans la mesure où ils perçoivent les bruits en question avec une forte intensité.

En effet, mis à part les très fortes pressions sonores qui peuvent entraîner des lésions aux

organes même si elles ne sont pas perçues par le système auditif, le reste des insonifications

passe par le filtre de l’appareil auditif de chaque espèce avant de produire ses effets. Par

conséquent, les éléments dont nous disposons sur l’audition des espèces et leurs vocalisations

nous permettent de distinguer les bandes de fréquences auxquelles seront sensibles les cétacés

de Méditerranée (Tab.4).

Espèce Audiométrie Répertoire Sensibilité àbasse

fréquence

Sensibilité àmoyennefréquence

Sensibilité àhaute

fréquence

Sensibilité àtrès hautefréquence

Dauphin bleu et blanc

Dauphin commun

Grand dauphin

Dauphin de Risso

Globicéphale noir

Ziphius de Cuvier

Cachalot

Rorqual commun

Tableau 4 : Eléments préliminaires sur les résultats et la sensibilité aux nuisances sonores desespèces focales.Code des couleurs (résultats) – Bleu : il y a des résultats précis sur l'espèce considérée - Jaune : il n'y pasde résultat sur l'espèce, mais sur une espèce voisine - Rouge : il y a peu d’éléments utilisables.Code des couleurs (sensibilités) – Bleu : faible - Jaune: moyenne - Rouge: forte - Gris : inconnu.

A partir des données audiométriques et de répertoire, on obtient une idée préliminaire de la

sensibilité des espèces aux quatre bandes de fréquences définies plus haut :

- à basse fréquence (< 1 kHz), la totalité des espèces d’odontocètes à l’exception du

cachalot semble être peu sensibles ; pour le cachalot il y a un doute, car les quelques mesures

audiométriques disponibles sont incomplètes et de fiabilité limitée (Ridgway & Carder, 2001) ; en

raison de son répertoire vocal à très basse fréquence, le rorqual commun est certainement très

sensible dans cette bande.

- à moyenne fréquence (1 à 5 kHz), on n’a pas assez d’élément pour inférer la sensibilité du

rorqual commun et du cachalot, mais les audiogrammes disponibles suggèrent que les grands

odontocètes (ziphius et globicéphale) et le grand dauphin y sont très sensibles ; pour ce qui est

partie réfléchissante des clics qui a une dimension de cet ordre là.



des petits delphinidés et du dauphin de Risso, les éléments audiométriques et de répertoire

suggèrent une sensibilité moyenne.

- à haute fréquence (5 à 20 kHz), les éléments audiométriques et de répertoire suggèrent

que tous les odontocètes de Méditerranée pourraient être très sensibles ; pour le rorqual commun,

l’absence totale d’éléments audiométriques ne permet pas de se prononcer.

- à très haute fréquence (> 20 kHz), même si on n’a pas d’éléments audiométriques, on peut

avancer que le rorqual commun est peu sensible, car il n’y a pas d’exemple d’audiogramme de

cétacé dont la bande passante soit aussi étendue des très basses fréquences aux très hautes

fréquences ; pour tous les odontocètes, même le cachalot, il est à ce stade vraisemblable que la

sensibilité aux très hautes fréquences soit élevée.

Un autre aspect important dans l’évaluation de la conséquence des insonifications est la

prise en compte de la durée d’exposition. Dans les phénomènes de fatigue auditive en particulier,

les conséquences d’une onde de niveau sonore et de fréquence donnée dépendent de la durée

d’exposition. Aussi bien dans le cas d’un son non-impulsif (type sonar) que dans le cas

d’impulsions (prospection sismique, battage de pieu), le risque de pertes de sensibilité auditive doit

tenir compte du temps d’insonification, par exemple le nombre de secondes du signal de sonar, ou

le nombre d’impulsions du canon pneumatique. Pour résoudre ce problème, on est amené à

exprimer certains critères en « dose d’exposition sonore » (SEL pour Sound Exposure Level), une

quantité qui intègre l’intensité sonore sur le temps d’exposition.

Cette première impression basée sur des données acoustiques objectives va devoir être

confirmée par des résultats expérimentaux portant sur les effets réellement observés sur les huit

espèces, lors d’études opportunistes (pendant l’exposition à des fortes intensités sonores) ou

dédiées (exposition contrôlée à des intensités sonores connues). Pour les basses fréquences, on

doit s’attendre à une forte sensibilité du rorqual, et peut-être du cachalot. Pour les hautes

fréquences, tous les odontocètes semblent potentiellement sensibles aux nuisances. Pour les

moyennes fréquences, le tableau semble plus contrasté, avec aussi davantage d’incertitude.



3) Répertoires des huit espèces de cétacés dans le Sanctuaire

La presque totalité des enregistrements acoustiques présentés ici a été obtenue lors des

prospections du GREC depuis 1990. En particulier, depuis 1994 un hydrophone est remorqué en

permanence à l’arrière du voilier utilisé pour les prospections, ce qui a permis d’enregistrer les sept

espèces d’odontocètes de Méditerranée nord-occidentale à de multiples occasions. Par contre, le

matériel utilisé ne permet pas d’enregistrer le Rorqual commun : en effet, ce mysticète est

caractérisé par ses émissions à très basse fréquence (< 30 Hz) et cette bande n’est pas

accessible à un système remorqué, puisque en dessous de 100 Hz, le bruit lié à l’écoulement de

l’eau autour de l’antenne de l’hydrophone est très important. Pour les enregistrements de

balénoptère, nous aurons donc recours à des sources extérieures.

L’hydrophone en lui-même n’a pratiquement pas varié au cours de la période 1990-2010,

ainsi que le pré-amplificateur qui se trouve dans l’antenne, qui filtre par construction les sons de

fréquence inférieure à 200 Hz. Par contre les moyens d’enregistrement ont fortement évolué, avec

les techniques de numérisation : dans une première période, c’est un enregistreur analogique de

type « walkman » (Sony TCD-30 ou WMD-6, bande passante 0,2-16 kHz), puis à partir de 1995,

un enregistreur digital à bande a été utilisé (types TCD-7 et TCD-8, bande passante 0,2-22 kHz),

puis à partir de 2005, un enregistreur numérique de type Marantz (bande passante 0,2-24 kHz).

Enfin, depuis 2010, l’enregistrement des sons se fait directement sur le système informatique de

monitoring, avec une bande passante réglable, mais en général fixée à 0,2-48 kHz.

La plupart du temps, à bord, un filtre analogique est interposé entre l’hydrophone et

l’enregistreur, et ce filtre a souvent été réglé pour atténuer les sons de fréquence inférieure à

1 kHz.

Ma présentation du répertoire est organisée par espèce, en commençant par le Dauphin

bleu et blanc et en terminant par le Rorqual commun. Pour chaque espèce, on trouvera un court

commentaire de présentation du répertoire, suivi par un tableau de référence dans lequel on aura

une liste de noms de fichiers, avec les méta-données de l’enregistrement, et un commentaire sur

chaque enregistrement. Le nom du fichier (ex : Sc108075_4) est relié par un lien hypertexte au

fichier *.wav et permet donc l’écoute du son considéré15.

15 A condition que les fichiers sonores soient placés dans le répertoire convenable.



a) Répertoire du Dauphin bleu et blanc

Le Dauphin bleu et blanc est capable d'émettre la totalité des catégories de sons

caractéristiques des petits delphinidés : sifflements à moyenne, haute et ultra-haute fréquence,

impulsions d'écholocalisation émises en séries régulières pendant la chasse (appelées ici « tic »

ou « kak » selon la sonorité rendue à l’oreille), trains d'impulsions à fort taux de répétition donnant

des sonorités quasi-tonales (appelés « mew », car ayant une sonorité de miaulement).

Les sifflements et les trains d'impulsions sont utilisés dans un contexte social, on les entend

aussi pendant la chasse. Les signaux d’écholocalisation sont émis à grande quantité pendant la

chasse, et aussi pendant d’autres phases d’activité, mais moins fréquemment.

De la fin d'après-midi au début de journée, on observe les Stenella en train de chasser, très

souvent avec des sondes de plusieurs minutes ; on enregistre les émissions sonores très

caractéristiques de l'écholocalisation pour ces petits dauphins. Durant leur phase de repos et aussi

pendant certains déplacements, les groupes peuvent être discrets au niveau acoustique. Pendant

les phases de socialisation intense, les émissions sonores comportent une grande variété de

sifflements, des cris pulsés et aussi des tics.

Figure 8 : Spectrogramme de deux sifflements de Dauphin bleu et blanc.On a au premier plan deux sifflements émis par deux individus différents ♪ Ecoute du son

Figure 9 : Spectrogramme d’un train d’impulsions de Dauphin bleu et blanc.Au milieu d’un train d’impulsions, un cri suivi d’un sifflement ♪ Ecoute du son



Tous les enregistrements ont été réalisés avec l'hydrophone remorqué HP30-ST,

comprenant deux capteurs Benthos AQ-4 d'une bande passante supérieure à 30 kHz (Tab.5).

Nom du Fichier Description Durée(sec)

Date etheure

Position(Lat-Lon)

Origine

Sc99018_03-sifs Sifflements complexes dans ungroupe de 20 (Pm en fond)

6,0 25/06/9913h50

41N1005E51

Données GREC

Sc99080_03-kaks-sifs Kaks et sifflements d’un petitgrou^pe en chasse

8,0 10/07/9920h52

35N3503W57

Données GREC

Sc99080_04-kak « Forêt » de kak, typique de lachasse pélagique.

7,9 idem idem Données GREC

Sc99096_01-sif-coin Sifflements et bourdon dans ungroupe en prédation

11,4 14/07/9900h50

37N2000W25

Données GREC

Sc101006_01-sif-HF Sifflement haute fréquence avecharmonique.

6,5 04/07/0119h32

42N4506E34

Données GREC

Sc101007_01-sif-HF Sifflement très modulés 2,6 05/07/0106h02

42N0105E57

Données GREC

Sc101016_15-sif-mew Clics directs et nombreux sifflenchevêtrés. Miaulements

6,5 11/07/0117h09

40N0304E21

Données GREC

Sc2001-C36_1-kak Forêt de kaks, et miaulement decapture. Prédation de nuit

11,0 14/08/0120h50

43N0006E55

Données GREC

Sc102029_04-siffs Sifflements forts de plusieursindividus dans un grand groupe

7,5 09/07/0208h59

40N1504E17

Données GREC

Sc102029_07-sif-pulses Cris pulsés et sifflements,miaulements.


Sc102034_04-sifs-couin Sifflements très variés et autressons sociaux, grand groupe

14,4 10/07/0211h56

40N0904E14

Données GREC

Sc102034_17-sifs-couin Cris pulsés, sifflements et clicsdans un groupe en socialisation


Sc2003-C82_6-kak-mew Prédation d’un seul individu,chronométrage possible

8,3 04/08/0320h35

43N0106E49

Données GREC

Sc2004-18.07_3h-kak-mew Prédation nocturne dans ungroupe pélagique

16,7 18/07/0403h28

42N1004E35

Données GREC

Sc2006_19.11-13h-sif-bruit Sifflements en milieu côtierbruyant

6,3 19/11/0613h53

43N3507E15

Données GREC

Sc2007_07.07-23h-kak-bruit Prédation nocturne au large enambiance bruyante

7,6 07/07/0723h18

43N1008E26

Données GREC

Sc2008_5.08-6h-kak Prédation à l’aube au large enambiance normale

12 05/08/0806h01

39N0210E49

Données GREC

Tableau 5 : Enregistrements de dauphins bleus et blancs (activables par lien hypertexte).



b) Répertoire du Dauphin commun

Comme le Dauphin bleu et blanc, le Dauphin commun est capable d'émettre toutes les

catégories caractéristiques de sons des petits delphinidés : sifflements de moyenne, à ultra-haute

fréquence, impulsions d'écholocalisation émises en séries régulières pendant la chasse. Il y a

aussi des sons plus exotiques, comme des aboiements, liés à des contextes sociaux agités.

Dans les groupes importants, l’activité sociale est souvent forte en journée, ce qui se traduit

par des groupes très bruyants : sifflements nombreux et d’intensité élevée. Il arrive aussi de

rencontrer des groupes silencieux. Durant les phases de chasse méso-pélagique, on entend le

même type de caquètement que celui des Stenella. Il est difficile de distinguer les deux espèces.

Figure 10 : Spectrogramme de vocalisations de Dauphin commun.On est près d’un groupe où il y a beaucoup de sifflements enchevêtrés avec des impulsions ♪ Ecoute du son


Date etheure

Position(Lat-Lon)

Origine

Dd94101_06-reponse Sons et série de couinements 6,0 07/08/9413h25

41N3209E32

Données GREC

Dd94101_05-sifs Sifflements HF 8,2 idem idem Données GREC

Dd94101_06-sifs Sifflements HF 2,2 idem idem Données GREC

Dd97080_05-kak-mew Kaks de chasse, mew capture 7,7 28/07/9718h20

38E3508E47

Données GREC

Dd97080_03-sifs Deux sifflements simples HF 5,8 idem idem Données GREC

Dd99045_01-sif Une série de sifflements HF 4 03/07/9909h52

36N5402W39

Données GREC

Dd99045_01-sifs-simples Deux sifflements simples 3 idem idem Données GREC

Dd107097_17h00-tics-kaks Une rafale de tics puis deskaks du groupe en chasse

13,5 22/07/0716h52

42N1010E01

Données GREC

Dd107097_17h00-tics Des clics directs forts 5,8 idem idem Données GREC

Dd107097_17h00-sifs Sifflements mélangés avecdes clics, groupe nombreux


Tableau 6 : Enregistrements de dauphins communs (activables par lien hypertexte).



c) Répertoire du Grand dauphin

La variété des sons émis par le Grand dauphin est très grande, notamment pour les

sifflements et les trains d’impulsions à contexte social, qui rendent des sonorités très diverses. En

ce qui concerne les sifflements, on en distingue deux catégories fonctionnelles : les sifflements

« signature » propres à chaque individu, et les sifflements destinés aux autres communications.

Les sifflements peuvent être aussi bien des sons simples (sans harmonique), que des sons

composés (avec harmoniques).

Le timbre des sifflements est sensiblement moins aigu (Tab.1) et comme typiquement les

groupes de Grand dauphin sont moins importants que ceux des petits delphinidés, on a souvent

une activité acoustique moins continue, ou moins confuse. Egalement, il est fréquent de rencontrer

des groupes de Tursiops peu vocaux, voire silencieux, dans des activités de repos, de voyage, ou

même en chasse.

Figure 11 : Spectrogramme d’un sifflement de Grand Dauphin.Un sifflement avec harmoniques précède une série de clics proches ♪ Ecoute du son


Date etheure

Position(Lat-Lon)

Origine

Tt99082_15-sif-et-tics Deux sifflements et rafales 3,1 11/07/9911h51

35N592W52

Données GREC

Tt99082_15-sif-bizarre Sifflements bizarre et normal 5 idem idem Données GREC

Tt99082_15-sifs-rafales Sifflements forts et rafales 4,9 idem idem Données GREC

Tt102033_05-sifs Des sifflements répétés 11,6 09/07/0218h20

40N084E14

Données GREC

Tt106069-sifs-tics Sifflements de plusieurs et tics 7,7 30/06/0617h51

40N114E04

Données GREC

Tt106069-sifs Sifflements de 2 ou 3individus, quelques tics


Tt106074-sifs-couine Sifflements de plusieursindividus, couinements

11 02/07/0609h54

40N0804E06

Données GREC

Tt106074-sifs Sifflements haute fréquence 4,7 idem idem Données GREC

Tableau 7 : Enregistrements de grands dauphins (activables par lien hypertexte).



d) Répertoire du Dauphin de Risso

Le Dauphin de Risso peut émettre les différentes catégories de sons des petits delphinidés :

sifflements à moyenne, et haute fréquence, impulsions d'écholocalisation émises en séries

régulières pendant la chasse et la socialisation. D’après notre expérience, le Grampus est un peu

plus discret que d’autres en ce qui concerne les sifflements. Par contre, l’espèce peut souvent être

repérée grâce aux bourdonnements fréquents qu’elle émet lors de phases de socialisation, entre

autres, qui sont des trains d’impulsions, avec aussi des miaulements (taux de répétition rapide).

Le Grampus est aussi identifiable à distance grâce à ses clics d'écholocalisation, plus

espacés que ceux de petits delphinidés, qui peuvent sembler similaires à ceux du globicéphale.

Mais on n'entend pas de cris pulsés proprement dits, tels que ceux émis par le globicéphale.

En milieu de journée et en été, les Dauphins de Risso peuvent être inactifs ou se déplacent

assez silencieusement. En fin d'après-midi, on les observe en train de chasser. Leurs émissions

sonores sont alors assez distinctes car elles comportent une grande proportion de trains

d'impulsions très serrées (Fig.12). En général, il peut arriver que les groupes soient discrets au

niveau acoustique.

Figure 12 : Spectrogramme de bourdonnement de Dauphin de Risso.On a un train d’impulsion proche avec des bourdonnements ♪ Ecoute du son


Date etheure

Position(Lat-Lon)

Origine

Gg99090_03-tics-sif Clics et sifflements. 7,3 13/07/9911h46

37N1101W33

Données GREC

Gg99113_03-mew-tics Sifflements, bourdon, clicsdirects et indirects.

8,3 21/07/9915h39

40N1204E10

Données GREC

Gg99113_11-tics-sif-mew Clics, bourdons variés,couac, siffl.

10 idem idem Données GREC

Gg102042_11-tics-mew Bourdon et miaulementsavec clics de cach en fond.

6 12/07/0217h10

40N1404E08

Données GREC

Gg107069_10h49-clic-sif Tics dans un groupe enphase de chasse.

10,3 15/07/0710h43

41N3710E36

Données GREC

Tableau 8 : Enregistrements de Dauphins de Risso (activables par lien hypertexte).



e) Répertoire du Globicéphale noir

Le répertoire du Globicéphale noir comprend les sifflements, les cris pulsés et les clics

d’écholocalisation. Les sifflements de globicéphale se déclinent avec de nombreuses variantes,

mais ont généralement un domaine de fréquence entre 1 et 8 kHz. Le globicéphale se distingue

des autres delphinidés communs par les cris pulsés, qui sont assez proches de ceux de l'orque

par leur structure et leur sonorité. La fonction des cris pulsés est avant tout la communication, y

compris la reconnaissance de l'appartenance au groupe et celle de l'individu.

En Méditerranée, l'activité diurne est souvent le repos ou la socialisation, la nuit étant

consacrée à la chasse. Un groupe est souvent silencieux pendant le repos, mais très audible

lorsque les cris pulsés sont émis en socialisation. Les clics d’écholocalisation émis pendant la

prédation sont souvent audibles à plusieurs kilomètres. Les clics d'écholocalisation des

globicéphales sont généralement facilement distincts parmi les grands delphinidés, par leur timbre,

qui signale une fréquence plus basse (différence audible), et leur rythme assez lent.

Figure 13 : Spectrogramme de cri complexe pulsé de Globicéphale noir.Au sein d’un groupe, on entend des cris complexes ♪ Ecoute du son




Date etheure

Position(Lat-Lon)

Origine

Gm97026_19-cris Des cris complexes d’ungroupe au repos

12,7 08/07/9711h06

42N5105E25

Données GREC

Gm97044_17-clics Un train de clics 6,5 10/07/9708h39

42N5305E45

Données GREC

Gm97044_18-cris-clics Deux cris entrecoupés parun train de clics


Gm98118_16-2cris Deux cris avec un clic decachalot en fond

5,5 16/08/9809h03

43N2207E09

Données GREC

Gm98118_16-cris Sifflements, rafales declics, couinements


Gm98118_16-clics-cris Sifflements, rafales declics, couinements


Gm99038_07-cris Cris et quelques clics d’ungroupe en chasse

25,4 01/07/9902h03

37N1900W21

Données GREC

Gm99038_07-clics-cris Clics en rafale et quelquescris simples


Gm99047_06-cris Cris variés dans un groupesemblant en voyage

22 03/07/9910h07

36N2502W40

Données GREC

Gm99047_05-cris-mew Bourdon, couic, et miaule-ment dans un groupe


Gm103132_07-cris Cris enchevêtrés dans ungroupe en repos social

19,4 12/08/0315h42

43N2207E30

Données GREC

Gm107116_18h00-cris Cris répétés forts, avec unbruit de navire filtré

31,6 25/080716h33

42N4906E16

Données GREC

Tableau 9 : Enregistrements de Globicéphale noir (activables par lien hypertexte).



f) Répertoire du Ziphius de Cuvier

Le répertoire du Ziphius est beaucoup moins varié que ceux des delphinidés : il est composé

essentiellement de clics et de bourdonnements (impulsions serrées) émis dans les très hautes

fréquences, avec une énergie maximale entre 30 et 40 kHz. L’énergie présente entre 10 et 20 kHz

fait que ces clics sont audibles par l’homme à faible distance. La caractéristique de ces clics est

d’être à bande étroite et modulation de fréquence, donc une structure différente de celle des

dauphins ou du Cachalot. Le Ziphius émet aussi des sifflements, ceux-ci étant peu puissants et

peu modulés16.

Les conditions de nos enregistrements de Ziphius sont particulières : le bateau est tenu

quasi-immobile, l’hydrophone se positionne quasiment verticalement avec l’antenne située à

plusieurs dizaines de mètres de profondeur. Le filtrage analogique à bord est réglé sur 3 à 5 kHz,

et le gain analogique est augmenté. Ces conditions permettent des enregistrements jusqu’à une

distance estimée d’au moins 500 m, lorsque les Ziphius sont en sonde profonde.

Les Ziphius sont actifs en prédation à n’importe quelle heure de la journée ou de la nuit ,

alternant sondes de chasse et sondes de récupération. On les observe parfois en repos, ou bien

en socialisation.

Figure 14 : Spectrogramme de clics de Ziphius.Une série de clics d’un individu (avec des échos de la surface) ♪ Ecoute du son


Date etheure

Position(Lat-Lon)

Origine

Zc110031_16h19_tic Clics direct et indirectsprès de 4 indiv. en sonde

7,8 09/08/1017h47

41N4210E16

Données GREC

Zc110031_17h45_tic-sif Clics indirects avec un siffl. 10,4 idem idem Données GREC

Zc111069_18h00_tic Clics de niveau faible d’unseul individu à 800 m

10 18/08/1117h07

44N008E28

Données GREC

Tableau 10 : Enregistrements de Ziphius en Méditerranée.

16 Certains scientifiques semblent contester ce point.



g) Répertoire du Cachalot

Le Cachalot n'émet que des vocalisations de type "impulsions". La bande spectrale de ces

impulsions est assez large, environ de 2 à 40 kHz, tandis que les autres caractéristiques, comme

le niveau de source, le taux de répétition, la directivité ou l'organisation dans le temps, sont

variables selon leur fonction. Celle-ci est variable, soit strictement la prédation (clic, creak), soit

strictement la communication (coda, clang), soit encore une combinaison comme les codas émis

par les cachalots dispersés durant la prédation. D'autres catégories de sons, comme les

« chirrups » (crépitements), les « squeals » (crissement), ne sont pas encore associés

précisément à un contexte d'activité. Par contre, les sons de trompette émis juste après le début

de la sonde ont été associés à la purge des conduits aériens avant le début d'émission des clics.

Les clics normaux dits "réguliers" sont utilisés pour l'écholocalisation et sont émis pendant la

majeure partie de la sonde, à partir du moment où le cachalot a débuté sa descente, puis à un

rythme presque régulier quand l'animal est en phase profonde, et jusqu'au moment où il débute sa

remontée. Durant la phase de chasse, les séries de clics réguliers sont interrompues par des

creaks correspondant à des phase de poursuite-capture des proies, on en compte souvent entre

20 et 30 par sonde, en Méditerranée. Ce nombre varie selon les bassins océaniques (Watwood et

al., 2006). Les codas sont des trains d'impulsions dont la structure temporelle (taux de répétition)

est fortement organisée et stéréotypée, la durée de la séquence étant souvent inférieure à 1

seconde ; leur fonction est sociale, ils peuvent être émis en plongée ou en surface. Les clics lents

ou « clang » ne sont entendus qu'en présence de mâles adultes, dans des situations variables. Ils

semblent avoir un rôle dans la communication à longue distance. Le chirrup ou crépitement est un

train d'impulsions rapides dont la structure temporelle (taux de répétition) ne paraît pas

stéréotypée. Le squeal ou miaulement ressemble à un cri, de nature impulsionnelle à taux très

rapide. Il est souvent émis en présence de nourrissons ou juvéniles, ce qui suggère qu’il serait

produit par ces derniers. Le Cachalot chasse potentiellement jour et nuit. Des groupes peuvent se

réunir pour se reposer (ils sont alors souvent silencieux) ou socialiser.

Figure 15 : Spectrogramme de clic de Cachalot.Une série de clics de chasse (avec des échos de surface, bruit de cargo) ♪ Ecoute du son



Figure 16 : Spectrogramme de creak de Cachalot.Un creak de capture, avec amplitude et intervalle inter-clic décroissants ♪ Ecoute du son


Date etheure

Position(Lat-Lon)

Origine

Pm99_clang Un individu émet 2 clangs 8,1 1999 Bassinouest

Données GREC

Pm100_coda8 Un individu émet 1 coda à8 impulsions

1,2 2000 Bassinest

Données GREC

Pm101021_coda Un indiv. émet des codas(d’abord lent puis rapide)

10 13/07/0112h54

39N574E29

Données GREC

Pm103090_chir Émission de chirrups parun individu

9,2 03/08/0321h32

42N586E51

Données GREC

Pm103103_tromp Trompette par un individuqui vient de sonder

6 06/08/0311h23

42N476E09

Données GREC

Pm104007_04clic Clic et silence de chasse(bruit de navire)

23 04/07/0412h43

43N237E10

Données GREC

Pm104020_03clic 2 à 3 individus cliquent enchasse

44 18/07/0406h50

42N134E33

Données GREC

Pm104020_05clic-silence Un individu clique avecdeux phases de silence


Pm104036_03clic Un individu clique avecvariation de rythme

34 21/07/0412h37

42N576E28

Données GREC

Pm104067_02clic-creak Un individu clique puisémet un creak de capture

27 02/08/04 42N596E44

Données GREC

Pm105010-3_1clic-coda Un individu clique et unautre émet des codas

30 04/07/0512h01

43N2407E09

Données GREC

Pm105010-3_2clic Un individu clique, etindividu clique plus proche


Pm105039-5_1m Au moins 4 individus detaille différente en chasse

23,5 13/07/0511h49

42N535E43

Données GREC

Pm105092_codaclic Un individu émet 4 codaspuis des clics de descente

41,4 27/07/0518h14

43N0405E29

Données GREC

Tableau 11 : Enregistrements de Cachalot (activables par lien hypertexte).



h) Répertoire du Rorqual commun

Les vocalisations du Rorqual commun sont parmi les plus simples chez les mysticètes : elles

se composent d’appels dans la bande des 15-20 Hz, d’une durée d’environ 1 seconde et à bande

plutôt étroite, et qui sont généralement produits en longues séquences avec un rythme spécifique.

Il est généralement admis que ces appels sont émis par les mâles. La période des appels

(intervalle inter notes) est autour de 7 à 26 secondes (14-15 s en nord Méditerranée), avec des

séquences stéréotypées durant typiquement 3 à 20 min et entrecoupées de silences de plusieurs

minutes. La période peut varier avec la saison. Ces vocalisations s’apparentent donc à un

« chant » mais dont les notes ne seraient pas variées (deux types de notes). En Atlantique et dans

le sud-ouest de la Méditerranée, des sons modulés dans la bande 135-140 Hz peuvent également

être entendus, mais plus rarement.

Les sons de Rorqual commun que nous présentons ici ont été aimablement mis à disposition

par le Dr Manuel Castellote, que nous remercions particulièrement.

Figure 17 : Spectrogramme d’un appel de Rorqual commun.Un train d’appels très basse fréquence qui se répète ♪ Ecoute du son (fréquence x 10)


Date etheure

Position(Lat/Long)

Origine

Bp classic backbeat ext Pelagos Appel classiqueméditerranéen

4,4 Manuel Castellote(fréquence x 10)

Bp downsweep Appel modulédescendant

4,5 Manuel Castellote

Bp 134-140 Hz upsweeps Appel moduléascendant

9,8 Manuel Castellote

Tableau 12 : Enregistrements de Rorqual commun (activables par lien hypertexte).



B\ Synthèse bibliographique

Dans le milieu marin, le bruit ambiant naturel (tel qu’il était avant l’invention de la machine à

vapeur) comportait des événements naturels très bruyants tels que glissements de terrain,

tremblements de terre, éruptions volcaniques sous-marines. Cependant, ceux-ci étaient rares, de

portée locale, et avaient un caractère basse ou très basse fréquence. Ainsi, leur influence sur la

plupart des espèces de cétacés était-elle limitée. Seules les fortes précipitations avaient, et ont

toujours, la faculté d’impacter le milieu par un bruit ambiant significatif à moyenne fréquence

(Fig.1). Mais, hormis en zone équatoriale, elles n’ont pas le caractère de fréquence qui pourraient

les rendre gênantes pour le sens auditif des cétacés, et de toutes façons elles n’atteignent pas un

niveau sonore dangereux pour eux. Avec l’amplification de l’industrialisation, des bruits nocifs de

toutes sortes ont envahi de vastes régions des océans, qui offrent par ailleurs des habitats très

favorables à de nombreuses espèces de cétacés. Les eaux du Sanctuaire Pelagos ne sont

exemptes d’aucune de ces menaces acoustiques17 ; nous allons donc passer en revue les plus

fortes des nuisances sonores que l’on peut rencontrer en Méditerranée occidentale.

1) Principales sources anthropiques pouvant impacte r les cétacés

Les cétacés sont des animaux très mobiles : la plupart des espèces peuvent se déplacer à

des vitesses supérieures à 5 noeuds pendant de nombreuses heures sans risquer l’épuisement.

Par conséquent, dans une majorité des cas, lorsqu’une nuisance sonore dangereuse et prolongée

se produit sans prendre les cétacés par surprise, ceux-ci peuvent échapper aux niveaux sonores

véritablement dangereux en s’éloignant de la zone critique, et donc ne pas subir d’insonification

fatale. Par conséquent, les cas de nuisance sonore entraînant un risque fatal pour les cétacés sont

les suivants :

o la forte intensité sonore survient brutalement avec un niveau d’emblée excessif,

o la vitesse de la source sonore est supérieure à la vitesse d’évasion des cétacés,

o le mouvement de la source est imprévisible et entraîne le piégeage des cétacés,

o le mouvement d’évasion des cétacés est entravé par un obstacle,

o les cétacés n’ont pas leur faculté habituelle d’évasion, en raison par exemple de la

présence de nouveau-nés.

Cependant, même si les cétacés ne sont pas soumis à ce genre de risque fatal, ils peuvent

encourir d’autres risques sévères du fait d’une exposition à des niveaux sonores élevés, comme :

o une érosion temporaire de leurs facultés auditives (TTS),

o une nutrition insuffisante ou une exposition aux prédateurs, suite à une évasion

prolongée,

17 Le terme « menace » semble trop fort, mais il ne l’est pas dans la mesure où les plus fortes intensitéssonores peuvent faire fuire durablement des cétacés d’une région qu’ils affectionnent, voire même les tuer.



o un risque d’échouage, dans le cas où leur trajectoire d’évasion les amène dans une zone

inhabituelle par rapport à leur habitat normal.

Selon leur nature, les sources de nuisance sonore que nous allons passer en revue

soumettent les cétacés à ces différents risques. Les facteurs qui influent sur la gravité des

conséquences possibles sont : le niveau de source, le type de bruit (impulsif ou non), la fréquence,

la durée, la localisation de la source et son mouvement. Pour bien documenter la problématique,

nous présenterons les caractéristiques essentielles de chacune d’entre elles, et nous donnerons

un ou plusieurs exemples parmi les conséquences observées chez les cétacés.

Nous commencerons par des sources de nuisance sonore qui sont fixes (explosions, battage

de pieux, forage), ensuite nous aborderons les sources sonores mobiles (à bord de bateaux), avec

des nuisances sonores biens connues, comme les sismiques de prospection géophysique, et les

sonars. Nous terminerons par l’influence des bruits de trafic maritime, un sujet dont l’importance a

longtemps été négligée, mais qui est l’objet d’un intérêt grandissant depuis une décennie. Notre

examen ne sera pas exhaustif : il existe d’autres sources sonores anthropiques qui peuvent

impacter les cétacés. Mais, dans le contexte de la Méditerranée nord-occidentale et du Sanctuaire

Pelagos, les sources que nous avons sélectionnées sont celles qui présentent le risque le plus

grave, ou qui sont les plus fréquentes.



a) Les explosions

Si l'utilisation des explosifs en mer est beaucoup moins répandue en temps de paix qu’en

temps de guerre, elle n'en est pas moins habituelle dans plusieurs cas précis. En premier lieu, on

a les utilisations militaires des explosifs, comme dans le cas d'entraînement avec des munitions

réelles. Il semble que ces exercices militaires aient souvent lieu dans des polygones bien

identifiés, mais qui peuvent être situés dans des aires marines riches en mammifères marins, voire

même protégées. D'autres opérations militaires incluent le déminage, le pétardage de cadavres de

baleines (en Méditerranée), ou le pétardement : ce dernier cas est assez fréquent dans le

périmètre de Pelagos (plus d’une dizaine d’occurrences par année). Le pétardement consiste le

plus souvent à faire exploser des munitions historiques avec une charge de contreminage. Les

charges sont variables, entre quelques dizaines et plus de 200 kg (archives personnelles).

L’opération est menée par un équipage de la Marine Nationale, généralement en dehors de la

saison estivale.

Les utilisations civiles des explosifs incluent le dérochement effectué dans le cas de travaux

portuaires ou d'élargissement de passes, par conséquent en milieu côtier. Richardson et al. (1995)

signalent le cas d'une explosion au Canada, avec 5 tonnes d'explosifs, qui avait semble-t-il abouti

à la mort de Mégaptères : lors de la séquence d'explosions, ceux-ci n'avaient pas été observés

réagissant au bruit, mais deux individus avaient été retrouvés morts le lendemain avec des

fractures (Ketten et al., 1993).

Cette catégorie de nuisance sonore est caractérisée par une faible fréquence dans le temps,

une localisation assez précise dans l'espace, mais des conséquences potentiellement létales pour

les cétacés. En dehors de cas très rares, les explosions ont lieu dans des endroits fixes, souvent

déterminés longtemps à l’avance, et sont souvent uniques.

• Nature des ondes sonores

Les explosions génèrent des ondes de choc et des ondes sonores de très forte intensité.

L’explosion produit d’abord une onde de choc très rapide, dépendant de la nature de l’explosif,

suivie par des pics de pression positive et négative liés aux oscillations de la bulle des gaz issus

de l’explosion. A une certaine distance, l’ensemble des oscillations de pression finit par ressembler

à une onde acoustique, notamment parce que l’onde de choc est rattrapée par les ondes de

pression. C’est une onde impulsionnelle d’une durée inférieure à deux centièmes de seconde. Le

maximum d’énergie est souvent autour de 50-100 Hz, mais l’onde comporte une énergie

importante jusqu'à 1000 Hz et au-delà. Le niveau du pic sonore résultant dépend de la profondeur

à laquelle se trouve la charge explosive et de la profondeur où l’on se trouve, en plus bien sûr

d’être une fonction croissante de la charge d’explosif en question. Vu la complexité des

phénomènes, il est difficile de donner une formulation simple pour le niveau sonore produit par une

explosion. Cependant, une équation approximative donne le niveau de source en bande large de



l’onde de choc initiale, qui est le plus élevé du train d’ondes produit (NRC, 2003, p72 - converti ici

pour une charge w en kg) :

SL0-p (en dB 1µPa@1m) = 274 + 7,5.log(w)

Le niveau en bande large (toute la bande audible) est ainsi de 274 dB0-p re 1µPa@1m pour

une charge de 1 kg, ou encore 289 dB pour une charge de 100 kg.

Cette onde de choc extrêmement brutale et dangereuse se convertit en quelques dizaines

de mètres en une onde de pression un peu moins intense, pour laquelle Richardson et al. (1995,

p151) proposent une formulation. Ces auteurs présentent un abaque de détermination du niveau

pic de pression maximale en fonction de la charge w et de la distance d, pour une charge

explosant en pleine eau, c’est-à-dire hors de la proximité du fond et de la surface (Fig.18). Leur

abaque peut être transcrit avec la règle empirique suivante :

o Lpic = 202 dB0-p pour une charge w de 0,1 kg et une distance d de 1 km,

o on enlève 20 dB par magnitude de distance,

o on ajoute 7 dB par magnitude de charge,

o la relation donne un niveau de pression de 223 dB pour 100 kg à 1 km, ou un niveau

de pression de 203 dB pour 100 kg à 10 km

Dans le cadre de notre étude, je propose que cette règle serve de référence. On remarque

que la détermination ci-dessus s’applique à l’élévation brutale de pression, sans référence à une

fréquence particulière. Selon Richardson et al. (1995), les expériences menées ont montré que les

lésions constatées sur les organes des animaux dépendaient au premier degré de ce niveau de

pression. On observe que l’énergie maximale des explosions est située entre 10 et 500 Hz ; pour

les hautes fréquences, la densité d’énergie baisse d’environ 20 dB par magnitude de fréquence.

• Effets observés sur des cétacés

Il y a quelques exemples d’effets observés lors d’explosions en milieu naturel, en dehors du

cas relaté plus haut. Van Bree & Kristensen (1974) avaient relevé l'échouage atypique de 4

Ziphius sur l'île de Bonaire (Antilles), événement qu'ils ont rapproché d'exercices navals avec des

explosions qui avaient eu lieu deux jours avant l'échouage. Bien que les paramètres des

explosions ne soient pas connus, il paraît probable que les charges faisaient plusieurs dizaines à

plusieurs centaines de kg, donc capables de générer des niveaux pic-pic de plus de 210 dB à

plusieurs kilomètres de distance. Les auteurs ont d'ailleurs fait le rapprochement avec un

échouage de plusieurs dauphins à bec blanc (Lagenorhynchus albirostris) qui avait eu lieu en

Hollande en 1964, peu après qu'un navire militaire eut procédé à des essais de charges de

profondeur.

D’autre part, Madsen & Mohl (2000) ont conduit une expérience avec des explosions de très

faible charge, 1 g de TNT, dans le nord de la Norvège, non loin de plusieurs cachalots. Le niveau



de source de ces charges a été évalué à 231 dBRMSep18 en valeur efficace équivalente au pic. En

tenant compte de la position d'un cachalot, il avait été estimé que l'animal situé à 840 m avait reçu

un niveau de 173 dBRMSep. Les auteurs n'ont détecté aucun changement dans le rythme des clics

émis par l'individu, donc pas de dérangement apparent. Pour quatre autres cachalots en plongée,

les effets ont été également indétectables sur le rythme des clics, de même que pour un cachalot

qui respirait en surface à 450 m des charges et qui avait reçu un niveau d'environ 179 dBRMSep. On

peut observer que la signature spectrale de la détonation était assez voisine de celle d'un clic de

cachalot, avec plus d'énergie à basse fréquence. Pour cette raison, ces détonations pourraient ne

pas déranger les cachalots, bien que le niveau soit assez fort et clairement dans la bande audible

du cachalot.

Des expérimentations ont également été menées en captivité, sur des dauphins Tursiops

truncatus et un bélouga Delphinapterus leuca (Finneran et al., 2000). Le but était de soumettre les

cétacés à des intensités sonores équivalentes à celles d'explosions de 5 kg ou 500 kg d'explosifs

de type HBX-1 à des distances allant de 1,7 à 55,6 km, les ondes étant générées par des

transducteurs piézo-électriques pouvant générer des signaux équivalents à ceux des explosifs. On

mesurait les effets des explosions en pratiquant des tests d'acuité auditive avant et après

l'exposition aux bruits. Les tests d'audition ont été réalisés selon la méthode comportementale,

uniquement à des fréquences de 1,2 à 2,4 kHz, correspondant à des fréquences situées 1/2 et 1

octave au-dessus du pic d'énergie spectrale des explosions. Pour les insonifications simulant une

charge de 500 kg à 1,9 km, une baisse d’acuité auditive non significative (3 à 6 dB) a été observée

chez les dauphins mais pas chez le bélouga. Il faut noter qu’un fort bruit blanc masquant était créé

pendant les expériences (dans le but de créer un bruit ambiant constant) ; ce bruit masquant a

probablement influé sur les résultats en augmentant la résilience des sujets face aux détonations.

Autre phénomène intéressant, des dérangements comportementaux croissants ont été notés avec

les expositions les plus fortes : refus de quitter le poste d'exposition après une détonation,

mouvements de nage autour de l'enclos avant de se rendre au poste d'audiométrie, refus de

rejoindre le poste de mesure de l'audiométrie, émissions de vocalisations après l'exposition. Ces

effets comportementaux ont moins touché le bélouga que les dauphins (Finneran et al., 2000).

Les effets auditifs des explosions sur les cétacés sont encore largement évalués sur la base

d’expériences réalisées sur les humains ou d’autres mammifères (Richardson et al., 1995). Pour

les explosions chimiques, le risque est aussi une lésion sévère au niveau des autres organes, en

rapport avec l'onde de pression générée. Des expériences sur des mammifères terrestres

submergés ont permis de déterminer les charges dangereuses : la charge létale augmenterait de

manière régulière avec la masse des animaux (Richardson et al., 1995).

18 Unité signifiant « valeur efficace équivalente au pic »



Figure 18 : Prévision du niveau de pression (dB) en fonction de la charge (kg) d’explosifs(Richardson et al., 1995, p151).

• Principes de mitigation applicables pour le risque « explosion »

Du fait de l’immobilité de la source sonore, la mitigation du risque peut s’appuyer sur une

surveillance soignée et préalable de la zone critique, dont les dimensions peuvent être

déterminées en fonction de la charge d’explosif, et des autres paramètres de l’explosion. Dans le

cas courant où ces dimensions critiques dépassent les capacités normales de la détection visuelle,

une surveillance acoustique semble appropriée. Des procédés de « mise en alerte » permettent

éventuellement de provoquer un éloignement ou une augmentation de la détectabilité des cétacés.

De toutes façons, la protection préventive des cétacés doit impérativement reposer sur une

adéquation entre la capacité de surveillance et la dimension critique de la zone englobant la

source.



b) Le battage de pieux

Le battage de pieux au marteau pilon est une technique usuelle pour réaliser les fondations

des éoliennes marines19, il s'agit d'une source de bruit très puissante qui perturbe l'habitat des

cétacés côtiers. L’impact environnemental du battage de pieu a été intensivement étudié en mer

du Nord et en Baltique, en raison de l’essor sans précédent de l’industrie éolienne dans ces

régions (Carstensen et al., 2006 ; Tougaard et al., 2009). Par conséquent, l’impact a été surtout

évalué sur le Marsouin commun (Phocoena phocoena), une espèce non répertoriée en

Méditerranée occidentale, ces dernières décennies.

En Méditerranée nord-occidentale, les usines éoliennes marines ne sont pas encore

répandues, ce qui suggère sans doute un fort développement dans le futur. Le battage de pieux

est aussi couramment employé lors de l’agrandissement de grandes infrastructures portuaires.

Comme pour les explosions, ce qui caractérise le battage de pieux, c’est l’immobilité de la

source sonore, et la nature impulsive. De manière évidente, le battage de pieux est pratiqué en

eaux peu profondes : la nuisance sonore s’applique donc au premier chef aux espèces côtières.

Ce qui différencie cette nuisance sonore des marteaux-pilons par rapport au cas précédent, c’est

le fait qu’elle se produit en longues séries, avec une impulsion toutes les quelques secondes.

Selon le cas, cette nuisance sonore peut se prolonger pendant des jours ou des mois,

éventuellement sans interruption nocturne.


Ce sont le plus souvent des mesures in situ qui permettent d’évaluer correctement la nature

et l’intensité des ondes sonores produites : en effet, la faible profondeur et la topographie sous-

marine très variable rendent les modèles de propagation peu performants. David (2006) et Nedwell

et al. (2007) ont publié des rapports détaillés sur les ondes sonores produites par le battage de

pieux : ils observent des ondes à basse fréquence, dont l’énergie est maximale entre 100 et

1000 Hz (Fig.19).

Dans l'ensemble des sites, les niveaux de sources déterminés d'après les mesures valent

environ 250 dB: le premier facteur qui influe sur ce niveau est le diamètre des piles (autour de 4m

dans ces cas). En second lieu, le niveau de source dépend également de la nature du sol et de la

force du martèlement. Dans les cas évoqués par Nedwell et al. (2007), les niveaux de source ont

été évalués entre 243 et 257 dB re1µPa@1m20.

19 Ce n’est pas la seule, il existe également la technique de la fondation gravitaire, ou le forage.20 C’est une mesure globale, sur l’ensemble du spectre de fréquence.



Figure 19 : Spectre d'énergie de l'impulsion d’un marteau-pilon à 100 m et à 10 km de la source(Nedwell et al., 2007).Cas d'un marteau de 450 kJ environ et de piles de plus de 4 m de diamètre.

La forme de l'onde sonore varie beaucoup entre la proximité de sa source (100 m) et la

grande distance (10 km), en raison des multiples réflexions, réfractions et des interactions avec le

sol. D'une durée de 0,5 s près de la source, les impulsions finissent par être presque continues à

grande distance (Nedwell et al., 2007). Les auteurs mentionnent un niveau de pression sonore pic-

pic en bande large de 206 dB à 100 m de la source (re 1µPa) et de 146 dB à 10 km de la source.

Les niveaux de sources extrêmement élevés, alliés à la répétition dans le temps de milliers

d’impulsions, impliquent que le battage de pieux est l'un des phénomènes les plus nuisibles pour

l'environnement acoustique des cétacés, au même titre que les canons pneumatiques, avec la

propriété d'être plus intenses que ces derniers dans les "hautes" basses fréquences voisines de

1000 Hz. Il n’est donc pas étonnant que des réactions très significatives aient été mises en

évidence chez les cétacés lors des études d’impact.


A l’exception des explosions, les marteaux-pilons génèrent les intensités sonores les plus

élevées, à égalité avec celles provoquées par les canons pneumatiques des prospections

sismiques. En raison du caractère fixe de la source, la conséquence la plus fréquemment

observée lors du battage de pieux est la désertion de l’habitat par les cétacés, phénomène d’une

ampleur variable, et potentiellement lié à l’espèce concernée, en l’occurrence à son audiométrie.

Si la battage de pieux est potentiellement létal à courte distance, les bruits précurseurs à

l’opération à pleine puissance du marteau-pilon suffisent probablement à éloigner les cétacés de la

zone critique.

En mer du Nord, la réaction du Marsouin commun aux constructions d'usines éoliennes a été

étudiée par Carstensen et al. (2006). Le marsouin est un odontocète dont la sensibilité auditive est



très bonne de 3 à 100 kHz, mais pas à basse fréquence. La vérification de la présence des

marsouins, cétacés discrets, a été réalisée grâce à la mise en place de balises T-Pod, des

compteurs de clics d'écholocalisation. Le temps d'attente entre deux séries successives de clics a

servi de mesure indirecte de la présence des marsouins. Lors des travaux d'enfoncement d'un

pieu par battage et vibration, ce temps d'attente est passé de 6 heures à 3-5 jours, selon les

emplacements des balises autour du site du marteau-pilon, suggérant que les marsouins avaient

quasiment déserté le site et ses environs pendant les travaux. Dans une étude plus récente,

Tougaard et al. (2009) ont pu estimer que pour une source de niveau égal à 235 dB re1µPa@1m,

le rayon de la zone effectivement concernée par la baisse de fréquentation des marsouins était

compris entre 1 et 20 km. Ces résultats ont confirmé l’étude antérieure de Würsig et al. (2000) à

Hong-Kong, sur une population résidente de dauphins à bosse Sousa chinensis.

Le Marsouin commun possède une audition dont la sensibilité maximale se trouve dans le

domaine des hautes et ultra-hautes fréquences ; si ses facultés auditives sont tout de même

bonnes entre 500 et 1000 Hz (environ 80-90 dB de seuil, Kastelein et al., 2002), elles décroissent

rapidement pour les fréquences plus basses. Les résultats obtenus pour cette espèce donnent une

idée approximative de ce que pourrait être la réaction des dauphins de Méditerranée à des

opérations de battage de pieux, en particulier les espèces qui fréquentent la zone côtière (Grand

dauphin, Dauphin commun, etc.).

• Principes de mitigation applicables pour le risque « battage de pieux »

Le battage de pieux étant une activité fixe, il est possible d’éviter les conséquences les plus

graves en effectuant le démarrage de chaque session avec une puissance réduite, de manière à

permettre un éloignement des cétacés. Puisque les opérations de battage sur un site donné sont

prolongées, il est souhaitable de diminuer la puissance sonore rayonnée par la source, par

exemple en installant autour du site un rideau de bulles. Schultz et al. (2006) ont testé une

enveloppe de mousse placée autour des pieux, qui a aboutit à des réductions 10 à 20 dB des

niveaux de pression sonore entre 1 et 10 kHz, des fréquences importantes pour les odontocètes.

Si elle n’est pas spectaculaire, la désertion des sites du fait des travaux peut néanmoins avoir des

conséquences néfastes significatives au niveau d’un groupe de cétacés, puisqu’elle éloigne les

cétacés d’un habitat favorable à leur nutrition (en général).



c) Le forage

La technique de forage est employée dans le domaine pétrolier, et pour construire des

infrastructures côtières et sous-marines. Elle est intensément employée pour les hydrocarbures

offshore ; ces dernières ont été exploitées dans un premier temps sur le plateau continental (dès

les années 70), puis sur le talus continental, et maintenant en milieu profond. Les conséquences

du forage sur les cétacés ont été étudiées en Arctique, au large des côtes américaines, puis

progressivement dans le monde entier. Les espèces concernées par les études d’impact sous

surtout les mysticètes fréquentant ces habitats (Richardson et al., 1995) : Baleines franches

(Balaena mysticetus, Eubalaena sp), grises (Eschrichtius robustus), plus récemment les autres

espèces (Megaptera novaeangliae), et plus rarement les petits et moyens odontocètes.

En Méditerranée nord-occidentale, cette nuisance sonore n’est pas encore très répandue, en

raison de la rareté des forages pétroliers, les autres applications du forage étant plus

épisodiques21.

Cette source sonore est immobile, comme les deux précédentes, par contre elle est de type

continu, à bande large. Les niveaux d’intensité sonore transmis au milieu marin sont moindres,

mais l’énergie sonore est élevée en raison de la continuité des émissions.


Les bruits de forage sont caractéristiques de ceux d’une machine rotative assortie à des

frottements de matériaux durs. Nedwell & Brooker (2008) ont rapporté des mesures réalisées en

zone de faible profondeur (< 30 m) sur un fond rocheux, avec des trous forés jusqu'à 7,4 m dans le

substrat, avec un diamètre de 1,15 m et un régime de 37 tours par minute. Les niveaux ont été

mesurés en bande large à une distance de 54 m, à 10 m d'immersion : les auteurs ont trouvé de

127-133 dB en valeur efficace (re1µPa), diminuant à 115-116 dB à 830 m de distance. Au-delà, le

niveau de bruit du forage devient inférieur au niveau ambiant moyen. Le niveau spectral est

relativement important jusqu'à une fréquence de 500 Hz (Fig.20).

Le relevé des niveaux sonores en fonction de la distance suggère un niveau de source de

l'ordre de 162 dB re1µPa@1m, avec des pertes par propagation en 16.log(R) (Nedwell & Brooker,

2008). Ces résultats sont en accord avec les éléments exposés par Richardson et al. (1995). On

observe sur ces mesures que le maximum d’énergie spectrale des ondes sonores du forage se

situe dans la bande 20 – 200 Hz, avec plus de 90 dB par Hz jusqu’à environ 1 kHz.

21 Les forages pétroliers et gaziers sont par contre répandus en Méditerranée centrale et orientale.



Figure 20 : Bruits enregistrés le long d'une radiale lors du forage d'un substrat rocheux (d'aprèsNedwell & Brooker, 2008)


Les réactions aux plates-formes ou aux bateaux de forage ont été notées ou étudiées dans

le golfe du Mexique ou en Alaska, avec un plus grand nombre d'expériences visant les mysticètes,

particulièrement les baleines du Groenland, B. mysticetus (Richardson et al., 1995). En

Méditerranée occidentale, le Rorqual commun est le seul mysticète résident ; bien que ses seuils

de réaction puissent être différents de ceux de la Baleine du Groenland, les expériences réalisées

dans l’Arctique sont précieuses. Richardson et al. (1995) citent plusieurs résultats cohérents qui

montrent des réactions d’évitement pour des niveaux de pression sonore reçus supérieurs à

115 dB (en bande large), ou encore 105 dB mesurés dans la bande 1/3 d’octave22 la plus forte. Il

est très intéressant de noter que des expériences similaires réalisées sur des Baleines grises par

Malme (in Richardson et al., 1995) suggèrent à peu près le même niveau de 115-120 dB (bande

large) comme seuil de réaction significative. Ces résultats indiquent une bonne convergence des

seuils de réactions pour deux mysticètes appartenant à des genres différents, ce qui est

encourageant pour une possibilité d’extrapolation à B. physalus. Par ailleurs, selon Richardson et

22 Bande de 1/3 d’octave : bande de fréquence située autour d’une fréquence centrale Fc, dont la limiteinférieure est Fc x 2 -1/6 (soit Fc :1,12) et la limite supérieure est Fc x 2 1/6 (soit 1,12.Fc). La largeur de labande est de 26% de la fréquence inférieure. Il y a trois bandes 1/3 d’octave dans une bande d’octave.Dans le cas de sons à bande large, l’oreille humaine restitue le niveau sonore contenu dans une bande de1/3 d’octave. Un son de fréquence F est peu masqué par un bruit dont la fréquence se situe en dehors de labande de 1/3 d’octave qui l’encadre.



al. (1995), les baleines peuvent montrer une certaine habituation lorsque les forages sont

prolongés.

Pour les odontocètes, les expériences ont visé particulièrement le bélouga, lequel a montré

une certaine tolérance au bruit des forages, s'approchant ou ne modifiant pas son comportement

selon le cas jusqu'à des distances de 200-400 m d'une source simulant le bruit d'un forage, avec

des évolutions jusqu'à une distance de 50 à 200 m (Richardson et al., 1995). En bassin, le bélouga

s'est approché de sources de bruit de forage jusqu'à être soumis à des niveaux sonores de l'ordre

de 153 dB. Mais les résultats semblent assez équivoques, et suggèrent que les réactions des

bélougas sont très variables en fonction des conditions environnementales générales, ou en

fonction du contexte socio-comportemental des groupes exposés. Au total, cependant, les

odontocètes semblent montrer une grande tolérance aux bruits de forage en n'évitant pas la

proximité des sites (Richardson et al., 1995). Cela concorde avec les mesures de Nedwell &

Brooker (2008), qui montrent que le bruit sous-marin des forages n'est pas très significatif au-delà

d'une distance de l'ordre d'un km de la source.

• Principes de mitigation applicables pour le risque « forage »

Cette source basse fréquence a démontré son potentiel de nuisance jusqu’à une distance de

10 km, pour des mysticètes. Pour les odontocètes, apparemment les réactions ne sont observées

qu’à courte distance (quelques centaines de mètres). Mais les cas cités dans la littérature ont été

étudiés en zone néritique. En ce qui concerne le Rorqual commun et le milieu méditerranéen, la

première mesure de mitigation à appliquer dans un cas concret serait l’étude précise de la

propagation du son, afin de déterminer à quelle distance on trouve le niveau sonore de 115 dB.

Dans le cas d’une propagation difficile à modéliser, une campagne de mesures des niveaux

sonores permettrait de préciser les mesures de mitigation.



d) Les sismiques pneumatiques

Les prospections géophysiques par explosion d’air comprimé, que l’on peut appeler

« sismique pneumatique »23, sont utilisées intensivement pour étudier la structure du sous-sol

dans le cas de prospections pétrolières (hydrocarbures en général) ou de recherches scientifiques.

Le son produit s’apparente à des explosions (autrefois, on employait des explosifs), elles sont

émises en séries d’au moins plusieurs heures par un navire important qui se déplace à vitesse

faible (souvent de l’ordre de 4-7 noeuds).

Les sismiques à canons pneumatiques sont de loin les sources sonores puissantes les plus

fréquemment utilisées. Il y a en permanence autour du globe plusieurs dizaines de prospections

sismiques en activité. Leur impact sur les cétacés a été étudié depuis plus de trois décennies

(Richardson et al., 1995). D’abord, les recherches se sont surtout focalisées sur les baleines à

fanons, soit parce que les recherches pétrolières avaient lieu dans des régions fréquentées par les

mysticètes (Arctique), soit parce que la nature surtout basse fréquence de l'énergie sonore

semblait menacer en priorité ces espèces. Evans & Nice (1997) examinent l’ensemble de la

bibliographie disponible, comprenant la caractérisation des sources dans différents cas, les

réactions des cétacés constatées de facto, en particulier sur les mysticètes (Baleine du Groenland

et Baleine grise), sur les odontocètes (particulièrement le Marsouin commun et le Dauphin

commun), et aussi sur des poissons. La sensibilité des petits odontocètes aux impulsions de

sismique est moindre que celle des mysticètes en raison de leurs courbes audiométriques qui sont

décalées vers les hautes fréquences, à cause de l’écholocalisation dans la bande 10-100 kHz.

Mais les odontocètes peuvent cependant être perturbés au niveau de leur facultés de

communication dans la bande 0,1-10 kHz, car l’énergie transmise par les impulsions sismiques est

significative dans cette bande jusqu’à plus de 10 km de la source.

Richardson et al. (1995) indiquent que la puissance des systèmes sismiques est fonction

d'une part du volume des canons, de moins de 1 litre pour une simple unité, à 130 litres pour des

grands dispositifs 3D24, et d'autre part de la pression, souvent entre 14 et 31 bars. Selon les

auteurs, le niveau de source atteint par les sismiques peut dépasser 250 dB (en pic-pic

re1µPa@1m). Ainsi, une campagne de sismique est facilement audible à plusieurs centaines de

kilomètres à la ronde (observations personnelles). Par nature, les sismiques pneumatiques sont de

nature plutôt basse fréquence, les émissions sonores sont espacées de plusieurs secondes et

émises en séries durant généralement entre quelques heures et plusieurs jours, mais une

campagne dans une région donnée peut se prolonger plusieurs mois. De très grande puissance,

les ondes atteignent des niveaux forts sur des milliers de km2. La source sonore se déplace

23 Adaptation libre de l’expression « airgun seismic survey »24 Dans la cas d’un dispositif 3D, les canons pneumatiques sont déployés dans une configuration de rateau,avec plusieurs lignes d’émetteurs, de manière à balayer une surface de grande largeur derrière le (ou les)bateau. Pour un système 2D, les canons sont l’un derrière l’autre sur une seule ligne remorquée.



lentement le long de segments de droites organisés pour couvrir de manière systématique toute

une région. Les émissions sonores ont lieu jour et nuit, et potentiellement dans des conditions de

mer variables (pas seulement par beau temps). Tous paramètres confondus, le potentiel de

nuisance des sismiques vis-à-vis des populations de cétacés est certainement sans égal.


Richardson et al. (1995) caractérisent les ondes reçues des canons pneumatiques à plus

d'un kilomètre comme des impulsions durant environ 50 ms (pour un canon unique) avec une

prédominance basse fréquence, mais avec une directivité nette : dans un plan vertical, le niveau

propagé à plus de 40° sur les côtés du canon est in férieur d’au moins 10 dB à celui qui est

rayonné vers le dessous (Fig.21). L'onde sonore produite à la source dure environ 20 ms, elle est

constituée d'une oscillation positive-négative complète qui s'amortit très rapidement (NRC, 2003 ;

Fig.22). Plus on s'éloigne de la source, plus la durée de l'onde reçue s'allonge du fait des

réflexions sur le fond et la surface.

Figure 21 : Directivité de canons pneumatiques multiples (Richardson et al., 1995 p138)



Figure 22 : Impulsion sonore à 1 m mesurée en dessous d'un canon de 72 litres (NRC, 2003 p60)

Le spectre d'amplitude de l'onde à la source se rapproche du spectre théorique d'une

impulsion de 20 ms, avec un pic à plus de 210 dB/Hz à 50 Hz et des niveaux moindres aux

fréquences harmoniques (NRC, 2003, Fig.23). Ce spectre est cohérent avec les niveaux de source

de 210 dB1/3oct re1µPa@1m calculés pour des fréquences voisines de 100 Hz (Richardson et al.,

1995).

Figure 23 : Spectre d'amplitude à 1 m d'un canon de 72 litres (NRC, 2003 p60)

La propagation des impulsions à longue distance s’accompagne d’un allongement de leur

durée du fait des réverbérations, comme le montre un relevé de Greene & Richardson (1988)

rapporté par Evans & Nice (1997) : à une distance de 5 km, la signature d’un canon de 0,7 l est

une impulsion d’environ 0,25 s. Goold (1995) a réalisé des mesures à des distances de 2,5 et



10 km, pour des profondeurs de 50-80 m. Le spectre d’amplitude montre une décroissance du

niveau spectral pour les fréquences moyennes et hautes (> 5 kHz), environ 20 dB/Hz, plus

importante que pour les fréquences basses à moyennes (0 à 5 kHz), avec environ 10 dB/Hz. Cet

effet peut être dû à l’absorption des hautes fréquences et aux interactions entre la surface et le

fond (Fig.24). Tout en restant centré sur les basses fréquences, 50-100 Hz, la propagation des

impulsions se fait en produisant une modulation « chirp » vers le bas dans les milieux peu

profonds, alors qu’en milieux profonds la modulation semble se faire vers le haut.

Figure 24 : Spectres d'amplitude à 2,5 et 10 km d'un canon (Goold, 1995 in Evans & Nice, 1997).



Selon Richardson et al. (1995, p137), les ondes de pression atteignent des valeurs de

niveau de source variant entre 222 dBp-p re1µPa@1m (canon de 0,16 l et 14 bars) et 261 dBp-p

(canon de 66 l et 13 bars). Même si les énergies sonores sont prédominantes à moins de 200 Hz

(>200 dB1/3oct. re1µPa@1m), il y a des énergies importantes entre 200 Hz et 2000 Hz (>180 dB1/3oct.

re1µPa@1m), ce qui explique que les odontocètes soient susceptibles d'être perturbés par ces

ondes à plusieurs kilomètres. Le niveau de pression sonore maximal qui peut être infligé à un

animal localisé sous un grand dispositif de canons sismiques est de l'ordre de 235-240 dBRMS en

bande large (NRC, 2003). D’autre part, Richardson et al. (1995) et McCauley et al. (2000)

indiquent que les niveaux propagés sont souvent sensiblement plus faibles près de la surface (de

3 à 10 m) que dans la couche plus profonde (au-delà de 10 m), en raison des interférences de

type miroir de Lloyd.

Des évaluations des ondes sonores produites par les sismiques ont récemment été réalisées

pour des canons pneumatiques employés en géophysique fondamentale, tels ceux d’IFREMER

(Lurton & Antoine, 2007). Lurton & Antoine (2007) donnent les caractéristiques de plusieurs

sources sismiques employées, dont la sismique haute-résolution (HR) de 236 dB @1m et la

sismique multi-traces (SMT) de 252 dB @1m. La première émet une impulsion de 4 ms, durée du

pic principal, toutes les 5 sec, et la seconde une impulsion de 10 ms toutes les 20 sec. La

modélisation de la propagation prend en compte l'effet de surface et les réflexions sur le fond les

plus énergétiques. Pour la SMT, on constate que l'isoplèthe des 180 dB reçus est en gros une

sphère de 2000 m de rayon centrée sous la source à une immersion de 2000 m. L'isoplèthe des

200 dB reçus est une ovoïde d'à peu près 1000 m de diamètre. En surface, le niveau sonore de

plus de 180 dB s'étend à moins d'un km autour de la source. La totalité du volume étudié soit un

cylindre de 5000 m de profondeur et de 15 000 m de diamètre, est insonifiée par un niveau basse

fréquence de plus de 160 dB (Fig.25). Pour la sismique à haute résolution de 234 dB, l'isoplèthe

des 180 dB reçus est une ovoïde de 500 m de diamètre à peu près, sous la source. L'isoplèthe

des 160 dB a une empreinte de 2500 m de rayon à 2000 m d'immersion, mais en surface il s'étend

à moins de 500 m autour de la source.



Figure 25 : Champ acoustique propagé pour la sismique multi-traces de 252 dB de l'IFREMER,pour sa fréquence d'énergie maximale (< 100Hz), d'après Lurton et Antoine, 2007.

Il y a de plus en plus de campagnes sismiques qui sont assorties de programmes de

surveillance et de mesures acoustiques, nécessaires pour évaluer et atténuer les nuisances

apportées à la faune de cétacés. Dans ce cadre, Tolstoy et al. (2004) ont indiqué les niveaux

transmis par un dispositif de 20 canons jusqu'à des distances de 10 km (niveau de source de 252

dB0-p @1m, Madsen et al., 2006), avec des expériences de calibration faites en zone de plateau

(z=30 m) et en zone océanique (z=3200 m). Pour le site peu profond, les niveaux de pression

sonore en bande large de 160 et 180 dBRMS ont été mesurés à environ 12 km et 3,5 km,

respectivement. Pour le site profond, le niveau en bande large de 160 dBRMS a été mesuré à

environ 2,5 km. On observe donc une atténuation beaucoup plus rapide du bruit en milieu

océanique qu'en milieu néritique.

Lors d'une campagne sismique en Sibérie sur des zones de profondeur faible (20 m),

Rutenko et al. (2007) ont voulu déterminer le rayon de sécurité nécessaire pour éviter de déranger

les baleines grises (Eschrichtius robustus) : avec un dispositif de canons assez voisin du

précédent, ils avaient calculé un rayon de sécurité de 4-5 km pour un niveau de 163 dBRMS, alors

que les mesures ont montré que ce niveau était atteint en fait à 7 km. Cet écart important en terme

de distance ne traduit en fait que quelques dB en terme de niveaux sonores propagés.

En résumé, les sismiques industrielles exposent les cétacés à des niveaux de pression

sonore supérieurs à 180 dBp-p jusqu’à des distances supérieures à 2 km, avec une prédominance

des fréquences inférieures à 500 Hz. Les énergies sonores sont maximales en profondeur sous la

source, et peuvent être plus faibles de l’ordre de 10 à 30 dB en surface. Bien que les impulsions



soient courtes (moins d’1/10è de s), le fait qu’elles soient émises en longues séries implique que

des énergies sonores très importantes sont transférées au milieu marin et aux cétacés des

environs.

• Métrique à utiliser pour les impulsions sonores

Par rapport aux autres ondes sonores, la mesure des niveaux sonores des impulsions doit

intégrer le fait qu’une pression très importante est propagée, mais pendant un temps très court.

Par conséquent la métrique utilisée doit intégrer la notion de temps, pour être comparable à la

métrique utilisée pour les énergies sonores non-impulsives. La plupart des auteurs reprennent la

proposition de Richardson et al. (1995) d'adopter une quantification des impulsions sonores en

équivalent-énergie exprimé en dB re1µPa2.s, intégrant le temps, qui semble propice à la

quantification des énergies sonores reçues et des effets.

Ainsi, McCauley et al. (2000) ont établi pour deux types de canon pneumatique et des

distances de 1,5 à 64 km que le signal sonore est bien caractérisé par une expression

proportionnelle à son énergie en dB re1µPa2.s, plus significative que la valeur efficace (dBrms)25 ou

la valeur pic-pic. Les auteurs ont effectué leurs mesures essentiellement dans des eaux peu

profondes (< 50m). Ils proposent des valeurs de correction empiriques pour passer du niveau

équivalent-énergie au niveau efficace:

niveau dBRMS = niveau dB re1µPa2.s - 10.log(τ)

Cela se traduit en pratique par une correction positive variant de 11,4 à 14,6 dB (car τ < 1s).

Les mêmes auteurs indiquent la correction pour passer du niveau équivalent-énergie au niveau

pic-pic, selon les nombreux cas qu'ils ont traités :

niveau dBp-p = niveau dB re1µPa2.s + 27,3 à 30,5 dB


L’impact des sismiques pneumatiques est potentiellement létal du fait des niveaux sonores

très élevés qui sont transmis dans l’eau : récemment, dans le golfe de Guinée on a observé la

mort de dauphins à peu de distance d’une sismique en activité (Gray & Van Waerebeek, 2011).

Mais en général, on observe des effets moins violents, quoique très significatifs, sur les

populations de cétacés, du fait de la faible vitesse de la source. En effet, les cétacés ont souvent la

possibilité de s’évader de la zone fortement insonifiée à l’approche du bateau. Nous résumons ci-

dessous les nombreux travaux portant sur les effets des prospections sismiques sur les cétacés,

dans un ordre de gravité décroissante.

25 Les valeurs efficaces souffrent souvent d'imprécision en raison de la difficulté pour définir un critère uniquepour les temps de début et de fin de l'impulsion (ou la durée τ de l'onde).



o Mort ou échouage mortel

Les impulsions des canons pneumatiques sont moins brutales que celles des explosions

chimiques et ont par conséquent moins de chance de provoquer des dommages physiques par

effet de choc (Gordon et al., 2004). Crum & Yao (1996) ont calculé que la croissance des micro-

bulles d'azote présentes dans les tissus pouvait intervenir en-deçà de 210 dB de niveau de

pression, pour une fréquence de 500 Hz, mais cet effet n’a jamais été mis en évidence pour des

sismiques. Par contre, il semble que les systèmes sismiques puissent être liés à des échouages

accidentels de ziphiidés : une corrélation a été observée en 2002, dans le golfe de Californie, et en

2000 aux Galapagos (Gentry, 2002 ; Malakoff, 2002 in Gordon et al., 2004). De plus, deux

échouages atypiques de mésoplodons de Sowerby ont été constatés aux Açores durant l'été 2009,

et il semble que des campagnes sismiques puissent être mises en cause (M. Fernandez,

comm. pers.). Ces échouages pourraient être dus à des effets comportementaux provoqués par

les tirs sismiques sur les ziphiidés, comme une fuite, ou une perte de facultés induite par

l’interruption du cycle de plongée complexe des cétacés.

o Lésion définitive des organes auditifs (PTS ou permanent threshold shift)

Des lésions aux organes auditifs ont été mis en évidence chez des mammifères marins à la

suite d'explosions chimiques, mais il n'y a pas de cas avéré faisant suite à des tirs sismiques

(Gordon et al., 2004). Par contre, des sons intenses provoquent des TTS (perte temporaire

d'audition), et des sons très intenses ou prolongés entraînent des dommages irréversibles aux

facultés auditives des cétacés (PTS). Les premiers sont induits par une sollicitation excessive au

niveau de l'oreille interne (fatigue auditive), alors que les seconds peuvent découler de la

destruction de cellules ciliées au niveau de la cochlée, ou même d'une lésion sévère de cet organe

de l'oreille interne (Gordon et al., 2004).

En raison du manque de cas documentés chez les cétacés, le risque de PTS doit être

abordé grâce aux études ayant porté sur les mammifères terrestres, en particulier sur le

développement de forts TTS chez les humains. Ward (1968 in Richardson et al., 1995) a étudié

l’effet de la durée de l’impulsion sur la perte auditive : il suggère que le seuil de risque de PTS

diminuerait de 2 dB pour chaque doublement de la durée de l'impulsion, jusqu'à la valeur limite de

200 ms au-delà de laquelle il serait constant. Le seuil de risque diminuerait aussi de 5 dB pour

chaque augmentation d'un facteur 10 du nombre d'impulsions sonores reçues par l'oreille

humaine. Ainsi, le seuil de risque pour une oreille humaine serait de 148 dB pour 1 impulsion de

200 ms, de 138 dB pour 100 impulsions de 200 ms et de 164 dB pour 100 impulsions de 25 µs,

(exprimé en dB re20µPa).

Richardson et al. (1995) effectuent une transposition des résultats pour des humains aux

cétacés sur la base d'une équivalence des dynamiques des deux appareils auditifs (Tab.13).



Niveau pic de risque dePTS pour :

être humaindB re 20 µµµµPa

cétacé trèssensible seuil

auditif de 40 dB

cétacé moinssensible seuil

auditif de 60 dB

1 impulsion de 25 µs 174 214 234

100 impulsions de 25 µs 164 204 224

1 impulsion de 25 ms 154 194 214

10 impulsions de 25 ms 149 189 209


1000 impulsions de 25 ms 139 179 199

1 impulsion de 200 ms 148 188 208


Tableau 13 : Critère de risque de dommage auditif définitif pour l'être humain, extrapolé pour desmammifères marins (adapté de Richardson et al., 1995).

Pour les cétacés, les seuils sont en dB re1µPa.

Dans le cas d’un cétacé doué d’un seuil d’audition de 40 dB, il suffirait d’une exposition de

moins d’une heure à des impulsions de niveau pic-pic de 179 dB pour aboutir à une surdité

définitive. Ce niveau correspond à une distance à la source de l’ordre de quelques km.

Mais en réalité, pour l'oreille humaine soumise à des impulsions sonores, le seuil d'apparition

d'une PTS serait beaucoup plus rapide que ne le suggère l’extrapolation précédente (Laroche et

al., 1989). Et, sur la base de l'anatomie comparée de l'oreille moyenne et interne des odontocètes

et des humains, il n'y a pas de raison de supposer que les cétacés soient mieux protégés quand ils

sont soumis à des sollicitations sonores intenses et brusques (Gordon et al., 2004)26. Les seuils

exposés plus haut (Tab.13) sont donc à interpréter avec une grande prudence.

o Diminution temporaire de la sensibilité auditive (TTS pour temporary threshold shift)

L’apparition de TTS, phénomène réversible de fatigue auditive, a été étudiée sur deux

espèces de cétacés, en bassin : Finneran et al. (2002) ont procédé à l'insonification de Grand

dauphin et de Bélouga par des impulsions de canon hydraulique, d’une durée de 10 à 20 ms. Ces

expériences consistaient en l'émission d'une seule impulsion d'intensité croissante au cours de la

série de tests. Pour le Bélouga, un TTS est apparu à des fréquences de 400 Hz et 30 kHz, pour

des niveaux sonores reçus de 226 dBp-p, alors que pour le Grand dauphin, aucune perte

significative n'a été constatée pour un niveau de 228 dBp-p. La récupération du seuil auditif initial

est intervenue après quelques minutes, confirmant que le TTS du Bélouga avait été léger. Le

niveau de 226 dBp-p est à comparer au niveau de 214 dB indiqué plus haut (Tab.13) pour une

impulsion de 25 ms : l’apparition d’un TTS léger se produit avec un niveau pic-pic supérieur de 10

26 Les osselets de l'oreille moyenne sont plus massifs et plus raidis, et la contraction des muscles stapédiauxpourrait avoir moins d'effet atténuateur que chez les mammifères terrestres, en cas de son intense. Parcontre, l'oreille interne est fortement irriguée, ce qui rendrait plus difficile une fatigue auditive due à dessollicitations intenses prolongées.



dB à celui qui est indiqué comme pouvant provoquer un PTS ; cela suggère que la sensibilité

auditive du Bélouga était moins bonne que 60 dB pour la fréquence du canon hydraulique, ou que

la transposition « risque de PTS humain – risque cétacé » n’est pas bonne, ou encore que les

conditions expérimentales sont trop spécifiques pour que les résultats soient généralisables. Nous

reviendrons sur cette expérience en bassin dans le chapitre consacré à ce type d’étude ($B.2b).

o Réactions comportementales

Les niveaux sonores élevés perçus par les cétacés entraînent aussi des réactions

comportementales, dont l’impact est variable : de la simple altération d’activité jusqu’à l’évasion

par fuite, il y a toute une variété d’effets qui ont été constatés en mer, en particulier par des

observateurs indépendants présents lors de prospections sismiques27.

Stone (2003) et Stone & Tasker (2009) ont étudié l'effet des tirs sismiques sur différentes

variables de l'observation des cétacés pendant les campagnes sismiques ; cette étude porte sur

1652 observations de cétacés obtenues de 1997 à 2000. Le premier effet observé est une

diminution du taux d'observation de la plupart des espèces de cétacés lorsque les sismiques sont

en opération (Fig.26).

Figure 26 : Effet des sismiques sur le taux de détection des cétacés (d'ap. Stone & Tasker, 2006).

Ceci traduit l'éloignement des cétacés de la route du navire, au fur et à mesure de sa

progression ; il est spécialement sensible pour les cachalots, les globicéphales et les delphinidés.

27 En Europe, depuis plus d’une décennie, le Joint Nature Conservation Comitee (JNCC) britannique obligeles compagnies à embarquer des observateurs indépendants.



Le second effet mesuré est celui de l’augmentation de la distance minimale des cétacés au

bateau, qui confirme une évasion à l’approche de la sismique.

L'activité sismique influence également significativement de nombreux comportements

visibles en surface, d'une manière générale ou pour certaines espèces (Stone, 2003 ; Stone &

Tasker, 2006). L'activité de nourrissage a ainsi été négativement affectée par les tirs à grande

échelle, puisqu'elle a été observée dans 3,6% des cas pendant les tirs, contre 8,3 % en l’absence

de tirs. Les interactions positives vers le bateau (approche, étrave, etc.) ont fortement décru

pendant les tirs (4,8 % des cas contre 12,7 %), alors que les interactions négatives (éloignement,

etc.) ont augmenté pendant les tirs (3,6 % contre 0,8 %). Les changements de direction par

rapport au bateau sont également assez éloquents, puisque 6,8 % des cétacés se rapprochent du

bateau pendant les tirs, contre 20,4 % qui s'éloignent, alors que 19,2 % des cétacés se

rapprochent du bateau en dehors des séances de tirs, et que 10,3 % s'en éloignent. Cet effet est

statistiquement significatif pour le groupe des mysticètes, les globicéphales, et le groupe des petits

odontocètes (Stone & Tasker, 2006).

En résumé, Stone (2003) et Stone & Tasker (2006) montrent que les tirs sismiques ont pour

effet d'éloigner les cétacés de la route du bateau, de diminuer leur activité de chasse (y compris

pour les cachalots que l'on retrouve davantage en surface), et de générer une activité de nage

rapide, pour la plupart des espèces.

Gordon et al. (2004) rappellent que des effets comportementaux très significatifs, tels que

l'évitement de la zone des tirs jusqu'à plus de 30 km, des sondes plus courtes et des respirations

moins nombreuses, ont affecté plusieurs espèces de mysticètes (Baleine du Groenland, Baleine

grise, Baleine à bosse, Baleine bleue). Les niveaux occasionnant ces dérangements légers

peuvent descendre jusqu’à 125-133 dB, dans le cas de la baleine du Groenland. Différents auteurs

repris dans Richardson et al. (1995) indiquent que des effet comportementaux clairs (évasion) sont

constatés en général pour des niveaux sonores pic-pic de l’ordre de 160 dB, pour les espèces

citées précédemment. Dans une étude récente portant sur le Rorqual commun en Méditerranée,

Castellote et al. (2012) ont constaté une variation dans le rythme et la fréquence des appels des

individus quand une sismique était en activité. Mais l’étude ne donne pas les niveaux sonores

reçus par les baleines.

Pour la plupart des petits et moyens odontocètes (globicéphales, dauphins, marsouins), qui

ont une audition à basse fréquence probablement moins sensible que les mysticètes, les réactions

comportementales aux sismiques peuvent éventuellement avoir lieu pour des niveaux plus forts

(donc à des distances plus faibles). Weir (2008) a mis en évidence la réaction d'un groupe de

globicéphales tropicaux (Globicephala macrorhynchus) pendant la procédure de ramp-up28 d'un

gros système sismique au large du Gabon. Selon Richardson et al. (1995), un tel dispositif pouvait

28 Le ramp-up ou « soft start » est une procédure de montée progressive de la puissance d’une source, quien théorie doit permettre l’éloignement de la faune sensible.



avoir un niveau de pression à la source de 260 dBp-p. Après plusieurs minutes de mouvements

erratiques et d'immobilité, les cétacés ont pris une route les éloignant du navire, ils se sont trouvés

à environ 1500 m dans le travers du bateau lorsque la source a atteint sa puissance nominale.

Weir (2008) a observé que les cétacés n'ont pas choisi de s'éloigner à vive allure de la source au

cours des 30 minutes qu'a duré l'insonification. La pratique d'un ramp-up n'a pas entraîné la

réaction supposée, un éloignement. Dans une étude récente, Thompson et al. (2013) ont quantifié

les effets produits par une sismique 2D de 7,7 l, sur des Marsouins communs en mer du Nord. Ils

ont constaté une évasion de l’habitat jusqu’à 10 km de part et d’autre de la source, une distance

correspondant à des niveaux pic-pic de 165-172 dB. Les mêmes auteurs indiquent que les

marsouins revenaient sur la zone insonifiée en moyenne plusieurs heures après l’activité de la

sismique.

Pour le Cachalot dans le golfe du Mexique, Jochens et al. (2008) et Miller et al. (2009) ont

étudié l’impact de sismiques industrielles sur des individus préalablement taggés. Ils rapportent

que des cachalots ont continué à chasser alors qu'ils étaient exposés à des niveaux sonores de

135-160 dBp-p (119-147 dBRMS). Mais un individu est resté inactif après le taggage et pendant

l'utilisation des canons, la chasse n'ayant repris qu'après l'arrêt des impulsions sonores. Miller et

al. (2009) ont aussi observé que le taux de prédation des cachalots diminuait significativement de

19 % pendant l'exposition aux canons pneumatiques, et que les ondulations motrices des

cachalots diminuaient de 6% environ. Par contre, le comportement élémentaire de sonde restait

inchangé pour 7 des 8 cachalots taggés. Ces expériences ont donc montré un certain

dérangement se traduisant par une tendance à chasser moins efficacement pendant l'exposition

sonore à des niveaux de 138-160 dBp-p.

Figure 27 : Impulsion de canon airgun reçue par un cachalot à 3 km et 15 m de profondeur.

Durant cette même campagne, Madsen et al. (2006) ont montré que les impulsions sonores

reçues par les cachalots à quelques kilomètres comprennent au moins deux composantes, une

directe et une réverbérée, et que leur énergie s'étendaient jusqu'aux moyennes et hautes



fréquences (Fig.27). L'impulsion réverbérée avait une durée voisine de 0,5 s. Ce facteur n’est pas

du tout anodin pour la prise en compte des réactions de quasiment tous les odontocètes.

En résumé, les effets comportementaux sont constatés pour des niveaux différents chez les

mysticètes et les odontocètes, avec une évasion provoquée par des niveaux voisins de 160 dB

pour les baleines, contre 170 dB environ pour des marsouins. Des effets comportementaux

significatifs mais portant moins à conséquence sont observés pour des niveaux pic-pic reçus de

l’ordre de 130 dB chez les baleines, et 140-160 dB pour les cachalots, et à partir de 165 dB pour

des marsouins.

o Effets sur les proies des cétacés

Un effet marquant des tirs sismiques a été mis en évidence au large de la Norvège : il s’agit

de l’éloignement de certaines espèces de poissons (Evans & Nice, 1997). Des chercheurs ont

montré expérimentalement qu’en présence d’une source de 249 dB de niveau de source, les

morues et les haddocks évacuaient significativement le secteur situé jusqu’à 30 km de la source,

avec une baisse d’abondance de plus de 45 % de ces poissons, allant jusqu’à 70 % autour de la

source. En effet, les poissons ont une audition qui favorise souvent les basses fréquences (Au &

Hastings, 2008). Il semble évident qu’une baisse d’abondance des proies conduit à un

changement de distribution des cétacés prédateurs. Evans & Nice (1997) citent des résultats

montrant que les poissons pouvaient être blessés pour des niveaux reçus de plus de 220 dB, et

également que les oeufs et larves de poissons subissaient une mortalité élevée pour des niveaux

de 236 dB.

Cet effet sur les proies n’est pas encore assez documenté, mais dans le cas de campagnes

sismiques prolongées dans une même région, il peut bien sûr influer sur la fréquentation d’un

habitat par les cétacés.

• Principes de mitigation applicables pour le risque « sismique »

Les principes de mitigation applicables pour minimiser les impacts aux populations de

cétacés découlent de la nature de la source sonore « sismique ». Deux catégories d’impact

doivent guider toute action de mitigation : d’abord les impacts sévères (mort, lésion auditive),

ensuite les impacts sur les populations découlant de l’évasion d’habitat. Dans les deux cas, les

propriétés de la source sont : très forte intensité et audibilité par toutes les espèces, mouvement

assez lent, longue (quelques heures) ou très longue (plusieurs mois) durée de transmission dans

une même région.

Pour faire face au premier type de risque, les compagnies de prospection s’inspirent

généralement du code de bonne conduite de la JNCC (JNCC, 2004), qui comporte l’obligation de

démarrage progressif des tirs (ramp-up ou soft-start), et l’embarquement d’observateurs

indépendants (éventuellement doublés par une surveillance acoustique). Le démarrage progressif

doit en théorie permettre l’évasion des cétacés présents à proximité de la source, et les

observateurs embarqués sont censés détecter les cétacés encore présents dans la zone critique



et, en principe, obtenir un arrêt des sismiques si un risque d’accident se présente. En général, les

précautions prises lors de campagnes sismiques se bornent à cette catégorie de risque, tout en

ignorant certains aspects d’une mitigation efficace, à savoir, l’impossibilité de détecter certains

groupes de cétacés la nuit et par mauvais temps, et l’extrême difficulté de détecter les ziphiidés.

La seconde catégorie de risques, celle qui est liée à la désertion de l’habitat pendant la

prospection sismique, est souvent peu abordée, voire totalement ignorée. Pourtant, c’est dans

certains cas celle qui peut avoir le plus d’impact sur une population, notamment lorsque des

prospections sismiques se prolongent pendant des mois. La première étape de la mitigation de ce

risque « désertion d’habitat » consiste à évaluer l’impact de la prospection, ce qui nécessite déjà

une évaluation du peuplement de cétacés présents à la période prévue. Les étapes suivantes sont

naturellement les mesures éventuelles pour minimiser l’impact de la « désertion d’habitat ».



e) Les sonars

Les sonars en général29 sont les sources sonores intenses les plus fréquemment utilisées

par l'homme en milieu marin, car leur diversité s'étend des dispositifs utilisés par les plaisanciers

(écho-sondeurs), en passant par ceux employés par les pêcheurs professionnels, par les navires

océanographiques, par les bateaux militaires, ainsi que par différents engins pilotés et non pilotés,

dont certains sont mis en oeuvre par des aéronefs. Mais en fait, si l’homme ou la femme de la rue

pense immédiatement aux engins militaires quand on lui parle de « sonar », c’est que ces derniers

comptent parmi les engins sonores les plus puissants, et que leur nocivité vis-à-vis des cétacés a

été mise en évidence à l'occasion de plusieurs accidents médiatisés.

Les caractéristiques affectant l'impact d'un sonar sur des cétacés sont les suivantes :

- sa puissance, avec son niveau de source et sa cadence d'émission (ou cycle de charge),

- le type de signal, avec sa fréquence, son mode de modulation, sa durée d'impulsion,

- sa directivité, c’est-à-dire l’angle couvert par le faisceau dans l’espace,

- ses conditions spatiales et temporelle d'emploi, y compris son immersion, le mouvement,

de la source (vitesse et direction), la durée et la concentration des transmissions,

- les précautions prises lors de sa mise en oeuvre.

Si certains sonars militaires ont été mis en cause lors d’accidents survenus à des cétacés,

c'est a posteriori qu'ils réunissent les caractéristiques qui les rendent plus nocifs que les autres : ils

sont de forte puissance, à basse-moyenne fréquence, peu directifs, les impulsions sont assez

longues (une ou plusieurs secondes), la durée d’utilisation est longue également (une ou plusieurs

dizaines d’heures), et dans un secteur géographique qui peut être restreint. Mais notre examen ne

doit pas ce restreindre à ces sonars-là, car d’une part, d’autres sonars peuvent réunir des

caractéristiques qui les rendent potentiellement dangereux, et d’autre part, le contraste avec

d’autres engins réputés inoffensifs peut faciliter la compréhension des accidents et de leurs

causes.

• Nature des onde sonores de quelques sonars

Pour des raisons de confidentialité industrielle ou militaire, il est difficile de connaître les

caractéristiques techniques fines des différents types de sonar. Les sonars utilisés en pêche

professionnelle ou en pêche-plaisance peuvent être mono-faisceaux et bi-fréquence, par exemple

50 kHz/200 kHz avec des directivités prononcées et des niveaux de source parfois supérieurs à

210 dB (pêche-plaisance) et supérieurs à 225 dB (pêche-professionnel). Il y a aussi des sondeurs

de pêche qui sont panoramiques (Lurton & Antoine, 2007). Les sondeurs de recherche

appartiennent à des catégories très diverses en terme de fréquence, de niveau de source et de

29 La terminologie anglo-saxone parle de « active sonars » (LFAS, MFAS) lorsque la terminologie françaisedéfinit simplement par sonar un engin envoyant des sons et qui analyse les échos reçus en retour.



directivité. Lurton & Antoine (2007) dressent une liste des principaux systèmes sonars employés

par l'IFREMER à bord de ses navires océanographiques.

- Les sondeurs de sédiments sont destinés à l'exploration des strates sédimentaires

superficielles, ils émettent dans une gamme de fréquences moyennes (typiquement 1 à 8 kHz) et à

des niveaux de source assez importants (typiquement 200 à 215 dB re1µPa@1m). Les signaux

sont le plus souvent modulés en fréquence durant plusieurs dizaines de millisecondes, et avec des

cadences assez rapides de l'ordre de la seconde. Ils sont directifs (faisceau unique de quelques

dizaines de degrés) et émettent verticalement.

- Les sondeurs multifaisceaux sont des systèmes à large couverture transversale, destinés à

effectuer la cartographie des fonds marins. Ils peuvent être divisés en trois catégories selon leur

fréquence de travail : les sondeurs « grands fonds », (12 à 30 kHz), les sondeurs « plateau » (70 à

100 kHz) et les systèmes haute fréquence (au delà de 200 kHz). Les niveaux de source maximaux

des sondeurs multifaisceaux sont assez élevés (225 à 240 dB re1µPa@1m). Les signaux utilisés

sont très majoritairement non modulés, et durent de 0,1 à 20 ms selon les systèmes, les

fréquences utilisées et les conditions d'utilisation. Les cadences de transmission sont comprises

entre 0,5 s et 20 s, en fonction de la hauteur d'eau ; les plus rapides correspondent aux hauteurs

d'eau les plus faibles, et aux impulsions les plus courtes. La forte puissance des sondeurs

multifaisceaux est contrebalancée par leur directivité très sélective: typiquement le faisceau est un

éventail aplati d'ouverture 120°-150° dans le sens transversal et 1°- 3° dans le sens longitudinal.

- Les sondeurs monofaisceaux couvrent les mêmes fréquences que les sondeurs

multifaisceaux : de 12 kHz (grands fonds) à plusieurs centaines de kHz. Les cadences d'émission

peuvent être comparables à celles des sondeurs multifaisceaux, à hauteur d'eau égale. Les

sondeurs monofaisceaux émettent de manière très directive vers le fond : le lobe est étroit

(inférieur à 16°). Pour la configuration la plus pé nalisante chez IFREMER (38 kHz, 231 dB

re1µPa@1m), l’isoplèthe 180 dB re1µPa est à 260 m : à cette distance, la largeur de la zone

éclairée par le faisceau (angulairement 7°) est de 32 m.

- Les sonars panoramiques de pêche émettent de manière omnidirectionnelle autour du

navire porteur, en favorisant des directions proches de l'horizontale. Leurs niveaux émis sont

comparables ou inférieurs (du fait de leur caractère panoramique) à ceux des sondeurs

monofaisceaux, mais les signaux émis peuvent être plus longs : en effet, de grandes portées sont

obtenues grâce à l'emploi de signaux modulés en fréquence. Ces sonars sont par nature peu

sélectifs spatialement ; ils sont susceptibles d'être pointés dans toutes les directions.



Catégorie Type FréquencekHz

Impulsion etcadence

Niveau desource (dB)

Directivité Emploi

Recherche: sondeurde sédiment

3-6 50 ms, 1 sec 203 30° l'Atalante

Recherche: sondeurde sédiment

1,8 - 5,3 50 ms, 1 sec 214 45° - 20° Le Suroît LePourquoi Pas

Recherche: sondeurmultifaisceaux

KongsbergEM 300

30 1 à 10 ms, 1 à20 sec

234 1° x 150° L'Atalante

Recherche: sondeurmultifaisceaux

KongsbergEM 1000

95 0,2 à 2 ms,0,1 à 1 sec

226 3° x 150° Le Suroît

Recherche: sondeurmonofaisceau

EA-600 12-38-200 0,06 à 16 ms,>0,05 sec

223-231-228 16°-7°-7° Pourquoi pas

Sonar latéral Edge TechDF-1000

100-400 0,1 à 1 ms,0,1 à 1 sec

220 1° ou2°x170°

L'Europe

Panoramique depêche

Furuno CH-32 60 32 ms, 0,25 à2 sec

222 9°x 8° Gwen-Drez

Sondeur de pêche Furuno 620 50/200 variable 600W rms 28°/5,5° plaisance

Militaire ASM Exp. TVDS LF 0,45 -0,7 2+2 sec,chaque 60 sec

214-228 faisceau23°x360°

SaclantCen

Militaire ASM Exp. TVDS MF 2,8 -3,3 2+ 2 sec,chaque 60 sec

223-226 faisceau20°x360°

SaclantCen

Militaire tactique SQS-53C 2,6 -3,3 0,5 à 2 sec,chaque 26 sec

≥ 235 faisceau 40°x120°/360°

US Navy etOTAN

Militaire tactique SQS-56 6,8-7,5-8,2 chaque 26 sec 223 faisceau30°x360°

marines US etOTAN

Militaire ASM SURTASSLFA

0,1-0,5 6-100 s chaq.360-900 s

240(18*215)

faisceau5,5°x360°

US Navy -4 systèmes

Militaire ASM remorquéSLASM

< 3 ? 220 < ? < 230 2 frégatesMarine Nation.

Militaire tactique remorqué2087

0,5 - 2 ? 220 < ? < 230 Frégates T.23Royal Navy

Militaire tactique remorqué2149

< 3 ? 220 < ? < 230 FrégatesAquitaine

Militaire anti-mines remorqué2093

> 50 ? multi-fréquences

? 210 < ? < 230 ? Fabriqué parThalès

Militaire anti-mines remorquéDUBM 44

> 50 ? ? 210 < ? < 230 à ouverturesynthétique

MarineNationale

Militaire anti-mines de coque2022 et 2193

> 50 ? bandelarge

? 210 < ? < 230 ? Fabriqué parThalès

Militaire aéroporté bouéelargable

ASM

Militaire aéroporté trempé soushélicoptère

ASM

Tableau 14: Caractéristiques de sonars actifs utilisés dans différentes activités humaines.



Les sonars militaires tactiques

On peut les appeler tactiques car ils ont vocation à être utilisé en combat, contre des sous-

marins, par des frégates, navires puissants et manoeuvrants. Ils appartiennent à différentes

catégories spécifiques à leur emploi : les sonars à basse fréquence anti-sous-marin à longue

portée, les sonars à moyenne fréquence (MFAS pour Medium Frequency Active Sonar) anti-sous-

marin. Selon les technologies, ils peuvent être montés sur la coque des navires (SQS-53C), ou

remorqués à des immersions variables (2087 britannique, 2149 français). On connaît rarement

leurs caractéristiques techniques générales, mais les sonars TVDS (Towed Vertically Directive

Source), les deux sonars tactiques SQC-53 et SQS-56 (et le système LFA américain) font

exception, en raison des études d'impact qu'ils ont nécessitées, ou des rapports d'accidents

publiés (Zimmer, 2004).

Les sonars tactiques à moyenne fréquence (1 à 5 kHz) émettent des signaux variés et

adaptés à différentes fonctions (Evans & England, 2001) : les signaux à bande étroite et fréquence

constante sont adaptés à la détermination des mouvements (effets Doppler), et les signaux à

fréquence modulée (FM) sont adaptés à la détection des objets en milieu réverbérant. Le sonar

SQS-53C émet une série d’impulsions courtes (fréquence env. 3 kHz), avec différentes

composantes qui peuvent être variées, chaque série étant séparée de la suivante par un délai

dépendant de l’horizon qui est scruté. Aux Bahamas en 2000, un des navires émettait ainsi une

série de trois impulsions de 0,5 sec pendant 2 sec, suivie par un silence de 24 sec avant l’émission

suivante, soit un cycle de 26 sec. Les TVDS employés en Grèce en 1996 avaient par contre une

durée de cycle plus longue, avec deux impulsions de 2 sec toutes les minutes, et deux bandes de

fréquence actives. Les sonars remorqués de type 2087, 2149 et SLASM sont des « poissons » à

immersion variable (quelques centaines de mètres) qui émettent dans le domaine de la basse-

moyenne fréquence, mais pour lesquels les caractéristiques de signal et de cycle ne sont pas

publiées. On doit avoir des impulsions de durée supérieure à 1 sec, une ou plusieurs fois par

minute.

D'après la comparaison entre les engins civils les plus puissants et les militaires (Tab.14), on

remarque que ce qui distingue davantage les deux catégories est d'abord la durée des impulsions,

inférieure à 10 ms pour le multifaisceaux de recherche EM300, mais supérieure à une seconde

pour les engins militaires. En second lieu, les engins civils à forte puissance se situent dans le

domaine des très hautes fréquences (plusieurs dizaines de kHz), mais on est dans le domaine des

moyennes-basses fréquences pour les militaires. Enfin, les sondeurs de recherche puissants

émettent un faisceau de grande ouverture (env. 150°) dans un plan vertical perpendiculaire à l'axe

du bateau, mais de très faible ouverture dans le plan longitudinal (1 à 3°). Au contraire, les sonars

tactiques puissants émettent un faisceau de grande extension sur un disque horizontal atteignant

360° (couvrant tout le tour du navire) et dont l'ou verture verticale est importante (30°) pour les

moyennes fréquences et plus faible (5,5° ?) pour le s basses fréquences. Les volumes insonifiés et



la durée d'insonification sont donc beaucoup plus importants pour les sonars militaires que pour

les engins civils de niveau de source équivalent. Certains sonars militaires (en général européens)

ont également la propriété d’émettre à des immersions variables.

Le sonar SurTASS LFA

Le Surveillance Towed Array Sensor System - Low Frequency Active, est un système très

basse fréquence de surveillance à très longue portée, différent dans son utilisation et dans sa

conception des sonars actifs tactiques. Il n'est pas destiné à être remorqué à grande vitesse, se

déplaçant à environ 3 noeuds au plus (Fig.28).

Figure 28 : Configuration générale d'un sonar SURTASS-LFA (d'après FSEIS, 2007).Vertical sous le bateau, l’émetteur, horizontal derrière le bateau, le récepteur.

Voici les caractéristiques de la composante active (LFA) du système (FSEIS, 2007):

- la source est une antenne verticale de 18 projecteurs qui transmettent un faisceau omnidirectionnel dans leplan horizontal, avec une épaisseur réduite dans le plan vertical et qui peut être dirigé légèrement vers lehaut ou vers le bas ; l'immersion est de l'ordre de 122 m,

- chaque projecteur du LFA a un niveau de source égal ou inférieur à 215 dB @1m, mais le champ sonorede l'antenne ne peut pas être supérieur à celui d'un seul projecteur (215 dB),

- la fréquence est entre 100 et 500 Hz, et les ondes transmises peuvent être variables, y compris dessignaux continus ou à fréquence modulée,

- le signal transmis est typiquement une combinaison de différentes ondes sonores qui varient en fréquenceet en durée; le ping est formé de ce train d'ondes et dure entre 6 et 100 s, avec une moyenne de 60 s,chaque composante du train ne durant pas plus de 10 s,

- le cycle a un taux de charge30 de moins de 20%, entre 2003 et 2007 il a été en moyenne de 7,5 à 10 %:l'intervalle entre 2 trains d'ondes est typiquement de 6 à 15 minutes.

30 Le taux de charge d’un sonar est la proportion de temps durant laquelle il transmet des impulsions,lorsqu’il est en fonctionnement. Typiquement moins de 10%, par ex. 2 sec toutes les 20 s.



C’est un système utilisé à quatre exemplaires par l’US Navy, il est sans doute présent en

Méditerranée.

Autres sonars militaires

A l’autre extrémité du spectre des sonars militaires, on trouve des engins à très haute

fréquence destinés à la localisation et à l’identification des mines et des petits objets sous-marins.

Les sonars français DUBM-21 (coque) et DUBM-44 (remorqué, profond) sont employés sur les

chasseurs de mines ou autres bâtiments de surveillance anti-mines. Les caractéristiques de

puissance de ces engins ne nous sont pas connues, la puissance est moindre que les sonars

tactiques ; le caractère très haute fréquence (50 à 100 kHz ? ou plus ?) de ces systèmes les rend

potentiellement agressifs vis-à-vis des cétacés. De plus, nombre de ces sonars émettent à

plusieurs fréquences, en bande large, permettant aux utilisateurs d’obtenir une image acoustique

du fond et des objets immergés.

Autres dispositifs acoustiques dont les caractéristiques sont peu connues, les sonars

aéroportés : soit les bouées acoustiques actives larguées par des avions de patrouille, soit des

sonars trempés déployés par des hélicoptères volant en stationnaire. Dans les deux cas, la finalité

est la lutte ASM, donc les fréquences ne sont ni très hautes (question de longueur d’onde et

absorption) ni très basses (taille réduite des engins). Ces sonars sont très couramment employés

lors d’exercices à grande échelle, ou d’entraînements. Les dernières générations de sonars

héliportés sont sans doute d’une puissance accrue (type sonar « Flash »). Pour les sonars

aéroportés, la nocivité vis-à-vis des cétacés peut éventuellement découler de la soudaineté du

déclenchement des transmissions, dans des sites ou quelques minutes auparavant il y avait peu

d’activité humaine, donc pas de « préavis » permettant éventuellement une évasion des cétacés.

• Effets des sonars sur les cétacés

L’effet des sonars sur les cétacés est de mieux en mieux connu, car les accidents multiples

de ces deux dernières décennies ont incité les organismes militaires à s’intéresser au problème :

les travaux scientifiques sont maintenant nombreux. Ils portent sur les échouages eux-mêmes,

mais aussi sur les effets comportementaux et auditifs des sonars.

o Echouages atypiques en relation avec des transmissions de sonar

Par rapport justement aux cas d’accidents les plus spectaculaires, ceux qui se traduisent par

des échouages multiples atypiques, il faut relativiser le petit nombre qui est officiellement

répertorié, depuis 1996 : il y a évidemment de nombreux cas où des accidents liés aux sonars

n'ont pas été connus car les cétacés ne se sont pas échoués, ou bien les échouages n'ont pas été

signalés. Notons que très souvent les manoeuvres navales n’entraînent pas d'échouage atypique.

Au regard du nombre d'utilisations de sonars de tous types chaque année dans le monde

(Hildebrandt, 2004 ; Lurton & Antoine, 2007), si les accidents liés aux sonars sont assez peu

fréquents, c'est qu'ils sont causés par certains types de matériel seulement, ou dans des

conditions particulières. Plusieurs publications ou rapports présentent un tableau initialement



compilé par Hildebrandt (2004, mis à jour dans OSPAR, 2009) et présentant une liste des

échouages de deux Ziphius de Cuvier au moins remontant à 1963, avec un cas recensé en 1914

(ICES, 2005 ; OSPAR, 2009). Ce type de tableau n’est pas dépourvu d’intérêt, mais il réunit des

éléments disparates qui en majorité ne sont pas explicitement reliés à des utilisations de sonars

actifs. De plus, le critère le plus significatif pour définir un échouage atypique de ziphiidés serait de

ne considérer que les effectifs supérieurs ou égaux à 3, puisque un effectif de 2 comprend l’unité

élémentaire « mère + jeune », dont l’échouage conjoint ne constitue pas un événement atypique.

Le récapitulatif que je propose réunit un nombre plus restreint d’accidents, portant sur une

période plus récente et pendant lesquels la présence de plusieurs navires militaires a été

constatée et rapportée dans un document rapportant l’échouage (critère minimum), ou bien la

présence navale a été documentée dans un rapport d’accident (critère idéal). Nous ne nous

restreignons pas aux ziphiidés. Par rapport au rapport OSPAR (2009), la mention d’un accident en

Alaska en 2004 est ajoutée, car elle est documentée dans Lurton & Antoine (2007), ainsi bien sûr

que plusieurs accidents récents en Méditerranée.

Lieu et date Cétacéséchoués

Exercice Sonars employés Référence

Grèce, mai 1996 12 Zc essai SaclantCen TVDS BF et MF Frantzis et al., 2004

Grèce, sept 1997 9 Zc oui inconnus Frantzis et al., 2004

Madère, mai 2000 3 Zc OTAN modèles desmarines de l’OTAN

Freitas et al., 2004

Bahamas, mars 2000 9 Zc+3 Md+ 2Ba+1 Sf

manoeuvre US sonars tactiques MF Evans & England,2001

Canaries, septembre 2002 7 Zc+ 3 Md+ 1Me+ 3 ziph. sp

Neo Tapon 2002 sonars tactiques MF,marines OTAN

Cox et al., 2006

Alaska, juin 2004 6 ziphiidés Northern Edge 04 US ... Lurton & Antoine,2007

Canaries, juillet 2004 4 Zc morts Majestic Eagle 04 modèles desmarines de l’OTAN

Jaber et al., 2007 inOSPAR, 2009

Caroline du nord, janvier2005

Gma, Pe, Ks émissions de sonar pardes navires US

sonars tactiques MF Hohn et al., 2006

Hawaii, juillet 2004 1 + (175) Pe RIMPAC 2004 sonars tactiques MF Southall et al., 2006

Alboran, janvier 2006 > 4 Zc présence de naviresUK et US

sonars tactiques MF Arbelo et al., 2007

Cornouaille UK, juin 2008 > 26 Dd exercice ASM RoyalNavy et OTAN >30 u.

sonars tactiques MFHF et héliportés

Jepson et al., 2009Jepson et al., 2013

Sicile, février 2011 2 Zc Proud Manta 2011 sonars tactiques MF Emails Podesta etal., 20 fév.2011

Ionienne, nov./déc. 2011 > 9 Zc Mare Aperto 2011navires italiens OTAN

sonars tactiques MF Emails Frantzis etal., 30 nov.2011

Tyrrhénienne, octobre2012

>= 1 Zc Corsican Lion 2012marine française et UK

sonars tactiques MF Corse Matin25/10/12, 14/03/13

Tableau 15 : Echouages accidentels de cétacés liés à l'emploi de sonars militaires.



Comme on peut s’en rendre compte, malgré les progrès scientifiques, les échouages liés

aux sonars continuent à se produire, en particulier en Méditerranée. C’est pourquoi on ne peut

considérer le problème comme résolu, malgré les dizaines de millions qui ont été consacrés aux

recherches autour de cette problématique.

Les échouages atypiques sont l’aspect le plus remarquable des conséquences possibles des

transmissions de sonar militaire, et il est possible que certains d’entre eux soient le résultat

tragique d’un effet comportemental (évasion ou fuite, comme dans le cas de la Cornouailles en

2008 – Tab.15), alors que d’autres sont la conséquence ultime de lésions peut-être non létales

causées aux cétacés par les fortes intensités sonores. Il est certain que les conséquences

comportementales de l’utilisation des sonars sont extrêmement fréquentes, mais sont rarement

relatées, car observées uniquement par des personnels militaires qui n’ont pas pour mission soit

de relever ce genre d’observation, soit de les diffuser31.

Les effets comportementaux ont pourtant été parfois rapportés, ou bien intensivement

étudiés lors de Controled Exposure Experiments (CEE).

o Effets comportementaux observés en mer – hors CEE

Des observations opportunistes ont tout d’abord suggéré que les sonars provoquaient des

réactions d’évasion chez diverses espèces de cétacés. Ainsi, Watkins et al. (1993) rapportent que

des cachalots taggés en octobre 1991 avec des balises-transpondeurs émettant des signaux à 32

et 36 kHz n'ont pas semblé avoir de réaction à ces sons artificiels, ainsi qu'aux impulsions

d'interrogation (30 kHz) et de recherche (36 kHz) produites par le bateau. Par contre les auteurs

signalent que les cachalots ont cessé leur activité et disparu de la zone d'expérience lorsqu'ils ont

reçu un signal fort de sonar de sous-marin (fréquence inconnue). De par ses propres émissions

sonores, le cachalot est supposé avoir une meilleure audition dans la bande 2-20 kHz qu'à la

fréquence de 30 kHz et au-delà. Des réactions d'évitement avaient également été constatées par

Maybaum (1993) lors de l'expérience de transmission d'un sonar de fréquence 3-3,6 kHz sur des

Mégaptères : les vitesses d'éloignement étaient d'autant plus rectilignes que le niveau de la source

était fort (celui-ci n'est pas donné).

En Méditerranée, dans la région du Sanctuaire Pelagos, Rendell & Gordon (1999) ont

observé en août 1994 la réaction acoustique d'un groupe de globicéphales noirs à un signal de

sonar dans la bande de fréquence de 4-5 kHz et qui était composé de plusieurs impulsions courtes

et d'une impulsion longue de type "cri" de 2 s. de durée. Le cycle complet était de 42 s et la source

a été identifiée plus tard comme un sonar remorqué derrière un navire militaire italien. La réaction

des globicéphales était l'émission d'un nombre beaucoup plus élevé de sifflements pendant et

après chaque transmission du sonar.

31 Observons que le Marine Mammals Risk Mitigation Project du NATO Undersea Reseach Center préconiseque des observateurs dédiés rapportent tout événement liés à des groupes de cétacés, pendant lestransmissions sonar.



Plus récemment, lors du grand exercice naval RIMPAC de 2004, Southall et al. (2006)

mentionnent qu’un groupe de 150-200 dauphins d'Electre ont été confiné dans la baie d'Hanalei

(juillet 2004) à Kaua'i (îles Hawaii). Le groupe a pu recevoir des niveaux sonores de 138-149 dB

de sonars dont l'un semblait être un SQS-53C de fréquence centrale 3 kHz. Six sonars de types

différents étaient utilisés au moment de ces événements, à une trentaine de milles de la baie où

les dauphins étaient confinés. On peut en déduire que des petits delphinidés océaniques

réagissent à un niveau de 140-150 dB en se rapprochant dangereusement du rivage.

Cet événement se rapproche d’un autre cas plus récent, qui s’est produit en Manche en

2008 (Tab.15) et durant lequel un grand groupe de Dauphins communs (Delphinus delphis) s’est

trouvé piégé dans un estuaire de Cornouailles à cause de l’activité acoustique anti-sous-marine

d’un grand exercice naval. Un total de 26 dauphins a fini par s’échouer et leur autopsie exhaustive

n’a révélé aucune cause particulière d’échouage, hormis une réaction à la présence des sonars

anti-sous-marins (Jepson et al., 2013).

Les effets comportementaux des transmissions de sonar apparaissant peu à peu comme

significatifs voire sévères, plusieurs gros programmes de CEE ont été lancés de part et d’autre de

l’Atlantique afin de mieux mesurer ces effets. Les espèces visées ont tout d’abord été les ziphiidés,

espèces les plus critiques, mais les expériences se sont progressivement étendues à beaucoup

d’autres espèces, delphinidés, ou mysticètes.

o Effets comportementaux observés en mer lors de CEE

Les programmes principaux de CEE sont au nombre de trois, ils ont tous pour objectif

d’étudier les réactions des cétacés aux sonars militaires :

- Bahamas Behavioral Response Study : il a eu pour espèces focales principales le Mésoplodon

de Blainville (M. densirostris), mais aussi plusieurs espèces de delphinidés tropicaux (Tab.16),

- 3S experiments : ce programme a lieu principalement dans les mers nordiques européennes et a

pour espèces focales principales l’Orque, le Cachalot, le Globicéphale noir, et plus récemment

l’Hyperoodon arctique, et des mysticètes (Tab.16),

- Biological and Behavioral Studies of Marine Mammals in Southern California – SoCal : ce

programme traite des réactions comportementales des espèces du Pacifique tempéré, y compris

les ziphiidés, delphinidés et mysticètes que l’on rencontre au large de la Californie (Tab.16),

Les expériences menées en Méditerranée par le NURC (NATO Undersea Research Center)

et le WHOI (Woods Hole Oceanographic Institute) en collaboration avec certains scientifiques

européens, visent en priorité le Ziphius, mais aussi le Cachalot et, de manière opportuniste,

d’autres espèces. Ce programme n’est pas l’objet d’un suivi aussi visible que les trois précédents,

il ne semble pas que des Ziphius ou d’autres odontocètes de Méditerranée aient été l’objet

d’expériences de CEE (D’Amico, 2009), bien que des taggages aient été réussis. Les points

communs de ces programmes sont l’aspect pluri-annuel, l’emploi de balises digitales



enregistreuses Dtag ou leur équivalent, et des moyens d’investigation très lourds mis à disposition

par les organismes liés à la défense.

Ces moyens comprennent au moins un navire source de sonar, un bateau d’observation des

cétacés, un semi-rigide avec l’équipe de « taggeurs ». Sans entrer dans les détails des résultats

des études, d’ailleurs pas forcément disponibles, nous proposons de résumer ci-dessous les

expériences effectuées durant ces trois programmes, entre 2007 et 2013.

� Le programme (Bahamas) Behavioral Response Study

Chronologiquement, c’est le second des grands programmes, il se déroule sur la zone

d’exercice AUTEC de l’US Navy aux Bahamas. Même si ce n’était pas officiellement affiché, il

visait à comprendre l’accident survenu à des cétacés en 2000 aux Bahamas lors d’un exercice

naval (Tab.15). Ce sont d’ailleurs des sons proches de ceux du sonar tactique SQS-53 qui sont

projetés sur les cétacés. Le principe pratique de l'expérience est de poser une balise numérique

DTag sur un cétacé, et d'enregistrer les réactions de l'animal à différents sons qui sont transmis

depuis un navire-source. Ces sons comprennent des sons artificiels (sonar, fréquences modulées,

bruits blancs, fréquence de 3 kHz environ) et naturels (cris d'orques). Les expériences ont été

réalisées sur 4 espèces (Boyd et al., 2008, 2009) : le Mésoplodon de Blainville, le Globicéphale

tropical (G. macrorhynchus), le Dauphin d’Electre (Peponocephala electra) et le Pseudorque

(Pseudorca crassidens). Même si le nombre d’expériences a été réduit par rapport aux prévisions,

certains résultats sont très intéressants (Tab.16) :

Espèce taggée Année Type d’Expérience Effet observé

M. densirostris 2007 : 5 comportement -

M. densirostris 2007 : 1 playback sonar MF et orque interruption d’activité et fuite

M. densirostris 2008 : 1 playback bruit blanc MF interruption d’activité

G. macrorhynchus 2007 : 2 comportement -

G. macrorhynchus 2007 : 2 playback sonar MF et orque changement d’activité vocale

G. macrorhynchus 2008 : 2 playback bruit blanc et sonar MF peu d’effet

P . crassidens 2008 : 2 playback bruit blanc et sonar MF évasion accélérée activité vocale

P. electra 2008 : 1 playback bruit blanc et sonar MF peu d’effet

Tableau 16 : Expériences de CEE durant le programme Bahamas BRS 2007 et 2008.

Les expériences Bahamas BRS se sont achevées après 2008. Si leur nombre est assez

faible, quelques résultats inattendus ont été obtenus : en premier lieu, les réactions fortes des

Mésoplodons, en second lieu, des changements d’activité plus légers chez les trois autres

espèces. Il sera intéressant de reporter les effets observés en fonction des niveaux sonores reçus

(voir §B.2). Les expériences Bahamas BRS servent plus ou moins de modèles aux autres

programmes pluri-annuels.



� Le programme 3S

Au contraire du précédent, le programme « Sea Mammals Sonar Safety » est animé

principalement par des pays européens (Norvège, Hollande), avec la participation d’organismes de

recherche gouvernementaux US (WHOI) et britanniques (SMRU). Son objectif est principalement

d’étudier les réactions des cétacés à des sonars utilisés par ces pays d’Europe, engins remorqués

à des fréquences de 1-2 kHz (appelés LFAS) et 6-7 kHz (MFAS), et aussi à des sons d’orques ;

les espèces étudiées ont été d’abord l’Orque, le Cachalot et le Globicéphale noir (G.melas).

Actuellement, une nouvelle phase du programme s’intéresse à de nouvelles espèces (phase 3S2).

Les expériences sont du même type que celles de Bahamas BRS et sont réalisées en

Norvège (Kvadsheim et al., 2007 ; 2009) ou en Atlantique nord. Les espèces sont taggées puis

suivies par un bateau d’observation, un autre navire muni de sonar opérant des approches avec

les deux types de sonar (LF et BF). La récupération des données des tags, couplées avec les

observations des deux bateaux permet de décrire les effets des sonars sur les cétacés, et de les

interpréter. La première grande phase du programme 3S1 s’est déroulée de 2006 à 2009.

Espèce Année MFAS LFAS Silence LF-DS Orque Type de réaction observée

Orcinus orca 2006 1 augmentation de vitesse

Orcinus orca x2 2006 1 interruption d’activité et évasion

Orcinus orca 2008 1 1 1 1 activité vocale – fuite panique

Orcinus orca x2 2009 1 1 1 1 accélération et évasion

Globicephala melas 2008 1 1 activité vocale et changt de dir.

G. melas x2 2008 1 1 activité vocale et fuite

Globicephala melas 2008 1 1 1 évasion lente

Globicephala melas 2008 1 1 1 1 interruption d’activité

G. melas x2 2009 1 1 1 1 1 interruption d’activité - évasion

Globicephala melas 2009 1 1 1 1 1 interruption d’activité - évasion

P. macrocephalus 2008 1 1 interruption d’activité

P. macrocephalus 2008 1 1 1 1 interruption d’activité - évasion

P. macrocephalus 2009 1 1 1 1 1 interruption d’activité

P. macrocephalus 2009 1 1 1 1 1 interruption d’activité - réaction

Tableau 17 : Expériences de transmission réalisées durant le programme 3S de 2006 à 2009

Quatorze expériences ont été conduites sur trois espèces (Oo, Gm, Pm), avec durant

chaque expérience des expositions multiples successives. Les expositions sont les suivantes:

- LFAS 1-2 kHz (13), MFAS 6-7 kHz (13) en mode « upsweep »32,

- LFAS en mode « downsweep » (7),

32 Downsweep : le son du sonar est modulé avec une fréquence qui diminue ; Upsweep, c’est l’inverse.



- son naturel d'Orque (8),

- approche simple en mode silencieux (9),

Les résultats du programme 3S1 ne sont pas encore exploités finement mais Kvadsheim et

al. (2009) et Miller et al. (2009) ont relevé que les deux grands delphinidés peuvent avoir des

réactions très diverses ou très fortes selon les niveaux reçus et les fréquences : réponses vocales,

stratégies d'évasion complexes, fuite parfois avec panique. Les transmissions semblent aussi avoir

un effet sur les sondes de prédation des trois espèces.

Le programme se continue avec la phase 3S2, prévue pour les étés 2011-2012-2013, et a

priori axée sur des mysticètes (M. novaeangliae, B. acutorostrata) et sur un ziphiidé, l’Hyperoodon

(Hyperoodon ampulatus). Dans cette phase, les transmissions sonar sont uniquement à basse

fréquence, et il y aussi des play-back de cris d’Orque. Cette phase est toujours en cours, mais

deux rapports d’étape permettre de connaître la teneur des expériences réalisées (Kvadsheim et

al., 2011 ; 2012). Les expériences CEE qui ont réussi en 2011 et 2012 ont porté sur le Mégaptère,

et à une seule reprise sur un Rorqual de Minke (Tab.18).

Espèce Année LFAS Orque Bruit Silence Type de réaction observée

Megaptera novaeangliae 2011 6 3 3 2

Megaptera novaeangliae 2012 7 5 5

peu accentuée vis à vis dusonar, forte pour les orques

B. acutorostrata 2011 1 1 1

B. acutorostrata 2012

accélération et évasion pour lesonar

Tableau 18 : Expériences de transmission réalisées durant le programme 3S en 2011 et 2012

L’effet des transmissions sonar à basse fréquence est faible pour les Mégaptères et semble

forte pour le Rorqual de Minke. Cette différence reste à confirmer, car elle repose sur une seule

expérience pour le petit rorqual, néanmoins elle suggère que pour des espèces de mysticètes pas

très éloignées en terme phylogénique, la différence de réaction comportementale à un sonar peut

être très grande.

� Le programme SoCal

Le programme “Biological and Behavioral Studies of Marine Mammals in Southern

California” se déroule dans la zone d’exercice militaire au large de San Diego, dans laquelle se

rencontrent de nombreuses espèces de cétacés de tous genres. Le programme SoCal est prévu

pour se dérouler de 2010 à 2015, mettant en oeuvre des expériences de CEE avec des

transmissions de signaux de sonar et un réalisme croissant allant jusqu’à l’emploi de véritables

sonars avec des navires de l’US Navy. Les espèces visées sont en premier lieu le Ziphius, mais

aussi les delphinidés, et les mysticètes. A la différence du programme 3S, les transmissions de

sonar sont dans au milieu de la gamme des moyennes fréquences, vers 3500 Hz, ce qui

correspond aux sonars les plus puissants utilisés par l’US Navy.



De nombreuses expériences ont été réalisées par SoCal depuis 2010, sur au moins 7

espèces dont trois mysticètes (Rorqual bleu B. musculus, Rorqual commun, Mégaptère), deux

ziphiidés (Ziphius et Bérardie Berardius bairdi), et un delphinidé, le Dauphin de Risso. D’autres

espèces ont été soumises aux bruits de sonar, mais sans avoir été taggées. Les sons qui sont

projetés sur les animaux sont de deux types : signal de sonar type SQS-53C, bruit blanc dans

l’octave centrée sur 3,5 kHz. Je résume ci-dessous les résultats obtenus, tels qu’ils sont exposés

dans Southall et al. (2011 ; 2012 ; 2013). D’autres résultats sur ces espèces ont été obtenus

durant SoCal13, mais il ne sont pas encore exposés33.

Espèce Année MFAS Noise Base Type de réaction observée

B. musculus 2010 max 160 pas de chgt d’activité ni d’évasion

B. musculus 2011 max 145 pas de chgt d’activité ni d’évasion

B. musculus 2011 max 135 modification d’activité avec évasion

B. musculus 2012 max 135 continuation de chasse profonde

B. musculus 2012 continuation de sonde de sub-surface

B. physalus 2010 max 160 pas de chgt d’activité ni d’évasion

B. physalus 2011 max 145 continuation de chasse profonde

B. physalus 2011 max 150 continuation de sonde de sub-surface

M. novaeangliae 2012 max 160 modification de l’activité sans évasion

P. macrocephalus 2010 max 150 pas de chgt d’activité ni d’évasion

P. macrocephalus 2010 max 145 pas de chgt d’activité ni d’évasion

Ziphius cavirostris 2010 max 135 interruption d’activité avec fuite

Ziphius cavirostris 2011 max 140 interruption d’activité

Berardius bairdii 2012 max 140 dérangement sans chgt d’activité

Grampus griseus 2010 max 135 pas de chgt d’activité ni d’évasion



Tableau 19 : Expériences de transmission réalisées durant le programme SOCAL de 2010 à 2012.

Les informations partielles données dans les rapports d’étude permettent d’avoir une idée

sur les effets des sonars à moyenne fréquence sur plusieurs espèces, y compris certains des

cétacés habituels du Sanctuaire Pelagos. Les expériences SoCal confirment que le Ziphius est

beaucoup plus sensible que les autres espèces aux transmissions à 3,5 kHz. Nous exploiterons

ces résultats plus en détail au §B.2.

Les trois principaux programmes de CEE ont donné des résultats récents (entre 2008 et

2013) très utiles pour notre problématique.

33 Une demande a été faite auprès de B. Southall en vue d’obtenir des éléments sur ces résultats (12/2013).



o Effets des transmissions sonar sur l’audition des cétacés

Comme les autres sources sonores puissantes, les sonars peuvent provoquer des atteintes

à l’appareil auditif des cétacés, temporaires (TTS) ou définitives (PTS). Seules les pertes auditives

temporaires ont été étudiées, en bassin, les expériences portant jusqu’à présent sur trois

espèces : le Bélouga, le Grand dauphin et le Marsouin commun.

Dans un premier temps, les expériences ont consisté à rechercher le seuil de niveau sonore

reçu conduisant à une perte auditive mesurable, pour des sons de durée « unité » (1 seconde) et

de différentes fréquences (Schlundt et al., 2000). Dans un second temps, les recherches se sont

concentrées sur des fréquences usuelles de sonar tactique (comme par exemple 3 kHz), en

recherchant l’effet de la durée d’exposition sur la parte auditive temporaire obtenue (Finneran et

al., 2005 ; Kastelein et al., 2012 ; 2013). Très récemment, les recherches visent à obtenir des

modèles permettant de prévoir l’occurrence, l’amplitude et la durée des pertes auditives chez le

Grand dauphin, en fonction de la dose sonore efficace reçue (donc notion de durée d’exposition, et

de niveau sonore relatif). Il apparaît que l’espèce Tursiops truncatus est prise comme étalon pour

l’établissement d’une loi permettant de prédire les effets auditifs des transmissions de sonar

(Finneran et al., 2010 ; 2011 ; 2013). Nous indiquons ci-dessous les expériences réalisées en

bassin sur les pertes auditives provoquées sur les cétacés par des sons simples, analogues aux

sons de sonar, à différentes fréquences et sur trois espèces (Tab.20).

D’autres expériences similaires ont été conduites avec des signaux de type « bruit blanc par

octave » sur le Grand dauphin et le Marsouin commun, elles seront également prises en compte

dans notre analyse approfondie (§B.2).

Les signaux qui ont été utilisés pour ces expériences ont bien souvent un rapport direct avec

ceux des sonars (fréquence, durée), notamment pour les travaux les plus récents, après 2005.

Mais la finalité des expériences menées, notamment aux USA, n’est pas seulement de mesurer

directement les effets de ces signaux, elle est aussi de développer un modèle général de prévision

des effets auditifs des intensités sonores sur les cétacés, en utilisant le Grand dauphin comme

modèle de laboratoire (Finneran et al., 2010).



Espèce Insonification seuil et fréquencedu TTS

Référence

grand dauphin Son pur 0.4 kHz 1 sec pas de TTS Schlundt et al., 2000

grand dauphin Son pur 3 kHz 1 sec 194 dB à 4,5 kHz Schlundt et al., 2000

grand dauphin Son pur 10 kHz 1 sec 192 dB à 15 kHz Schlundt et al., 2000



grand dauphin Son pur 3 kHz 1-8 sec 190 dB à 4,5 kHz Finneran et al., 2005

grand dauphin Son pur 20 kHz – 185 dB - 64 s TTS de 35 dB à 30 kHz Finneran et al., 2007

grand dauphin Séries de 3 chirps vers 3 kHz TTS à 203 dB à 5,6 kHz Mooney et al., 2009

grand dauphin Séries de 4 sons de 16 s à 3 kHz TTS à dB à kHz Finneran et al., 2010

grand dauphin idem pour 3 et 20 kHz TTS à dB à kHz Finneran & Schlundt, 2010

grand dauphin Son de 16 s à 3 et 80 kHz TTS à dB à kHz Finneran & Schlundt, 2013

bélouga Son pur 0.4 kHz 1 sec pas de TTS Schlundt et al., 2000

bélouga Son pur 3 kHz 1 sec 195 dB à 4,5 kHz Schlundt et al., 2000

bélouga Son pur 10kHz 1 sec 192 dB à 15 kHz Schlundt et al., 2000

bélouga Son pur 20kHz 1 sec 200 dB à 40 kHz Schlundt et al., 2000

marsouincommun

Son pur à 1.5 kHz de 60 min 154 dB à 1,5 et 2 kHz Kastelein et al., 2013

Tableau 20 : Synthèse des insonifications et TTS des dauphins et des bélougas en sons purs.Les pertes de sensibilité obtenues (TTS) sont dites « masquées » car les expériences se sont dérouléesavec un bruit blanc artificiel (masquant).

• Principes de mitigation applicables pour le risque « sonar »

Comme pour les prospections sismiques, la mitigation doit permettre d’éliminer les impacts

sévères (mort, lésion auditive) des sonars, et de minimiser ceux découlant de l’évasion d’habitat.

Les sources sonar sont de très forte intensité et audibles par différentes espèces en fonction de

leurs fréquences (LF, MF, THF). Il y a des différences importantes entre les sources sonar et les

sismiques au niveau de leur fréquence, de leur directivité, de leur mouvement, de la durée des

transmissions. En ce qui concerne la directivité , les sonars sont en général optimisés pour obtenir

une grande portée horizontale, ce qui les rend d’autant plus nuisibles pour les cétacés à des

distances de plusieurs kilomètres. En ce qui concerne le mouvement, la vitesse de la source est

variable mais peut souvent dépasser les 10 noeuds, c’est-à-dire se situer certainement au-delà

des capacités d’évasion soutenue de la plupart des espèces de cétacés. En ce qui concerne la

durée, une série de signaux peut excéder une demi-journée (cas documentés notamment par l’US

Navy), ou parfois ne comprendre que quelques minutes de transmission. Les transmissions les

plus longues sont certainement celles du sonar de surveillance à longue portée SurTaSS-LFA,

avec des séries de plusieurs semaines, mais cet engin demeure un cas particulier. Typiquement,



une série de transmissions de sonar est beaucoup plus courte qu’une campagne sismique. En

revanche, la soudaineté du début des transmissions constitue un problème aggravant les effets

des sonar, surtout lorsque la doctrine d’emploi ne prévoit pas de « ramp-up ».

Pour faire face au premier type de risque, il est nécessaire de disposer de moyens de

détection visuelle et acoustique garantissant qu’aucun cétacé ne se trouve dans la zone critique où

les niveaux sonores peuvent provoquer des lésions ou des incapacités auditives. Cette condition

doit être remplie aussi bien au démarrage de la source que lors de son mouvement. A l’instar des

campagnes sismiques, l’impossibilité de détecter certains cétacés la nuit ou par mauvais temps,

ainsi que l’extrême difficulté de détecter les ziphiidés, constituent un obstacle sévère à la mitigation

du premier type de risque. Le contrôle de ce risque grave peut être facilité par la mitigation

« stratégique » : le choix d’une zone où les espèces les plus vulnérables sont absentes.

Le risque lié à la désertion de l’habitat est moins accentué que pour les sismiques, en raison

des durées typiquement assez courtes des transmissions sonar.



f) Le trafic maritime

Le bruit ambiant en milieu sous-marin subit une augmentation générale en proportion du

développement du trafic maritime, en premier lieu du trafic marchand. Les bruits issus de la

circulation maritime ont subi une évolution récente, avec le développement de la navigation de

loisir à moteur, expression qui désigne toutes sortes d’engins, depuis le jet-ski jusqu’au yacht de

150 m de long. L’intensité de cette activité de loisir a largement dépassé celle de la navigation

commerciale dans beaucoup de régions où se trouvent des cétacés, comme par exemple certains

sites du Sanctuaire Pelagos. Or les caractéristiques acoustiques de la navigation de loisir diffèrent

totalement de celles de la navigation commerciale classique (Erbe 2002, 2013). Si les niveaux

sonores sont en général moindres en raison de la taille réduite des unités, les régimes rapides des

hélices et leur faible immersion ont tendance à créer des phénomènes de cavitation et de nuages

de bulles qui provoquent du bruit à moyenne fréquence, donc avec un dérangement potentiel de

l’activité acoustique des odontocètes.

• Nature des ondes sonores du trafic maritime

Trafic commercial classique

Malgré tout, le bruit des grands navires est demeuré une composante dominante du bruit

ambiant à basse fréquence, et les croissances de cette catégorie de bruit ont été documentées

dans plusieurs régions de la planète où des augmentations importantes de trafic maritime ont eu

lieu (McDonald et al., 2006 ; Southall & Scholik-Schlomer, 2008 ; Erbe et al., 2012). Le nombre

total de navires commerciaux a doublé entre 1965 et 2003 et les projections prévoient que le

tonnage transporté par ces grands navires de fret va encore doubler ou tripler d'ici à 2025. Par

exemple, de 2001 à 2005, le nombre de tankers et de porte-containers dans le monde a augmenté

respectivement de 37 % et de 30 % (Southall & Scholik-Schlomer, 2008). Il y a donc une

augmentation prévisible de la contribution de ce type de bruit au niveau sonore ambiant en milieu

marin. Le bruit rayonné par les navires commerciaux a augmenté d'environ 3 dB par décade

depuis 1950 (McDonald et al., 2006 ; Southall & Scholik-Schlomer, 2008).

Hatch et al. (2008) ont analysé les niveaux sonores de ce type de trafic maritime dans le

sanctuaire marin de Stellwagen Bank (Atlantique NW, USA), avec une moyenne d'environ 10

passages de grands navires chaque jour. Avec un ensemble de 9 enregistreurs autonomes, ils ont

mesuré un niveau sonore basse fréquence de 119,5 dB en moyenne (en valeur efficace, de 10 à

1000Hz – Fig.29). Ils ont mesuré le niveau de source des navires, qui atteint 186 dB pour un

pétrolier dans la bande de 71 à 141 Hz (TBF). Ce niveau de bruit impacte la communication de

Baleine franche de l'Atlantique nord, une espèce menacée d'extinction. Hatch et al. (2008)

observent que l'empreinte acoustique du trafic de grands navires dépasse sur une très grande

surface le seuil de dérangement fixé par le Marine Mammals Protection Act.



La contribution du trafic océanique au bruit ambiant est parfois plus importante dans une

zone de talus que dans une zone néritique, comme au large de la Californie, sur les sites de Eel

Point et San Nicolas, où l'on observe une différence de plus de 15 dB (Southall & Scholik-

Schlomer, 2008). Le bruit ambiant dans les zones peu profondes peut varier dans des proportions

très importantes, dans une fourchette de 40 dB, selon le site considéré, même dans l'hémisphère

nord, beaucoup plus fréquenté que l'hémisphère sud.

Figure 29 : Niveaux sonores moyens en tiers d'octave reçus sur 9 enregistreurs autonomes enavril et mai 2006 sur le sanctuaire marin de Stellwagen Bank (d'après Hatch et al., 2008).

Malgré l'accroissement du tonnage commercial, il y a eu peu d'évolutions sur le spectre des

bruits rayonnés par les grands navires de fret, ceux-ci provenant en majorité des machines pour

les très basses fréquences, et des hélices pour les fréquences plus hautes jusqu'à 1000 Hz. Par

contre, pour les navires rapides de moindre tonnage dont les caractéristiques spectrales sont

différentes : le bruit rayonné par ces engins est très important en moyenne fréquence. Nous avons

pu observer et enregistrer ces navires rapides en Méditerranée. Ces caractéristiques « moyenne

fréquence » propres aux "fast-ferries" ou aux grands navires rapides impliquent que leurs

nuisances acoustiques s'étendent au domaine de communication des odontocètes, voire au

domaine de l'écholocalisation de certains d'entre eux (cachalots, ziphius).

Trafic de loisir

Contrairement au trafic marchand habituel, l’énergie sonore produite par les embarcations

motorisées de loisir empiète largement sur les moyennes fréquences, un domaine acoustique

important pour beaucoup d’odontocètes (communication et écholocalisation). La propulsion de ces

engins diffère de celle de la plupart des navires marchands, en ce qui concerne le régime des

moteurs, leur type (hélices carénées, hélices rapides, « turbines »). Elle est souvent génératrice de

cavitation généralisée, synonyme de bruit à bande large et moyenne fréquence. Si toutes les



empreintes sonores de navires ne sont pas documentées, on trouve dans la littérature un certain

nombre d’exemples en relation avec l’écologie des cétacés.

Le jetski émet un bruit en bande large, entre 100 Hz et 10 kHz, dû essentiellement à la

vibration du nuage de bulles créé par le propulseur (Erbe, 2013). Le niveau de source estimé pour

un engin est en moyenne de 137 dB re1µPa@1m.

Figure 30 : Spectre des bruits de jets ski (d’après Erbe, 2013).

Erbe (2002) a également étudié le bruit des différentes embarcations de whale-watching qui

exploitent les Orques de Vancouver ; ces bateaux sont de nature très diverse, avec des niveaux

de source compris entre 145 et 169 dB, mais dépendant beaucoup de leur vitesse.

Figure 31 : Spectre du bruit de deux semi-rigides avec des moteurs hors-bord (Erbe, 2002).Cette figure montre la différence de niveau de source pour deux engins à vitesses différentes.



Il n’y a pas de résultats équivalents pour tous les types de bateaux à moteur rencontrés en

Méditerranée. Les enregistrements que j’ai réalisés de manière opportuniste confirment cette

augmentation du bruit à moyenne fréquence en zone péri-côtière, liée au trafic intense

d’embarcations rapides de taille comprise entre 5 et 30 mètres. L’ambiance acoustique qui règne

par exemple dans la zone des 5 milles au large d’Antibes semble être défavorable à la présence

de dauphins ou de cachalots.

• Effet des bruits du trafic maritime sur les cétacés

L’augmentation du bruit du trafic maritime se produit en premier lieu autour des grands

centres de population, où se trouvent les noeuds portuaires vers lesquels convergent les lignes de

navigation, et où se développent les activités de loisirs motorisés (voir par exemple Erbe et al.,

2012). Les bruits de bateaux ont été reconnus récemment comme des nuisances importantes pour

les cétacés, entraînant des réactions significatives dans les cas où ils dépassent un certain seuil,

comme l'augmentation du taux de vocalisations chez les Grands dauphins (Buckstaff, 2004), ou de

leur niveau de source chez les Orques à Vancouver (Erbe, 2002; Holt et al., 2009), ou une

augmentation de leur stress physiologique (Baleine franche, Rolland et al., 2012). De plus, dans

nombre de cas étudiés, l’augmentation du niveau de bruit sous-marin est due à l’exploitation

commerciale des cétacés (whale-watching).

En cas de masquage de leur communication, la réponse des odontocètes est d'augmenter le

niveau sonore de leurs propres émissions. Holt et al. (2009) l’ont montré pour les orques de

Vancouver qui sont soumises quotidiennement sur leur habitat préférentiel au bruit des

embarcations de whale-watching : en présence d'un bruit de fond dû aux bateaux dans la bande

des 1-40 kHz, les orques ont émis des cris d'un niveau de source valant entre 133 et 174 dB, en

corrélation très nette avec le niveau de bruit ambiant. Ce type de réaction au masquage, appelé

effet Lombard, a aussi été démontré pour les bélougas du Saint-Laurent (Scheifele et al., 2005),

une population menacée soumise à de nombreuses nuisances acoustiques (McQuinn et al., 2011).

Il paraît évident que ce type de réponse au masquage est limité par la capacité des cétacés

à élever le niveau sonore de leurs communications. Ainsi, malgré le fort niveau de bruit, les orques

continuent à fréquenter cet habitat critique en ce qui concerne leur alimentation à base de saumon,

tant que leur capacité physique leur permet de communiquer. Jensen et al. (2009) ont déterminé

que les rayons de communication du Grand dauphin (Australie) et du Globicéphale tropical

(Canaries) pouvaient être diminués de 26 % et 58 %, respectivement, à cause du trafic même pour

des bateaux naviguant lentement.

Il existe aussi des cas bien documentés de variation du comportement de chasse du Ziphius

en mer Ligure lors du passage d'un navire bruyant: (Aguilar Soto et al., 2006), et de Mésoplodons

de Blainville (M. densirostris) aux Bahamas (Pirotta et al., 2012). Dans le premier cas, un individu

taggé a interrompu son activité acoustique et sa chasse lors du passage d’un navire très bruyant

(niveau reçu à bande large atteignant 136 dB). Le bruit par tiers d’octave excédait alors de 20 dB



re1µPa le bruit ambiant enregistré auparavant (valeur de 125 dB entre 1 et 10 kHz) . La sonde en

question (la n°4) a duré 42 minutes, soit 15 minute s de moins que la moyenne des sept autres

sondes, bien qu'elle se soit déroulée à une profondeur égale (Aguilar Soto et al., 2006). Le nombre

de "buzzes" de capture de proies a été très inférieur à celui des autres sondes (Fig.32), car le

temps de chasse a fortement diminué pendant le passage du navire bruyant, avec 17 min contre

34 min pour les autres sondes. Les auteurs expliquent que la portée du biosonar du ziphius

pourrait avoir été réduite de 42 %. Ce phénomène s’est produit alors que l’insonification du ziphius

ne concernait pas, pour l’essentiel, la bande de fréquence utilisée par l’animal pour son

écholocalisation, au-delà de 20 kHz, même s’il y avait aussi une hausse significative du bruit dans

cette bande. On remarque que la sonde suivante (n°5 ) a été également de durée assez courte,

avec un nombre apparent de captures plus faible.

Figure 32 : Effet du bruit d’un bateau sur la sonde d’un Ziphius (Aguilar Soto et al., 2006).

Niveaux de bruit en moyenne et très haute fréquence et quantité de sons de captures enregistrés lors de 8sondes successives, comprenant le passage d'un bateau très bruyant.

Il apparaît donc clairement que les bruits du trafic maritime affectent significativement les

capacités de communication des cétacés (mysticètes, delphinidés, ziphiidés), et que de plus ils

peuvent diminuer les facultés d’écholocalisation des odontocètes. Par conséquent, lorsque ces

bruits sont forts et pérennes ils peuvent dégrader la qualité environnementale d’un milieu marin, et

aboutir à la désertion d’un habitat qui était auparavant favorable à une espèce.



En raison de l’extraordinaire croissance du trafic motorisé (commercial et de loisir) dans la

bande la plus côtière (celle des 10 milles) du Sanctuaire Pelagos, et de l’augmentation des

nuisances sonores correspondantes, on doit se poser la question de la disparition éventuelle de

certains groupes côtiers de dauphins.

La directive européenne de 2008 et un document de travail34 fixent des limites de niveau

sonore ambiant pour les bandes de basse fréquence, et détermine un cadre méthodologique pour

évaluer la quantité d’énergie sonore introduite dans le milieu marin35.

• Principes de mitigation applicables pour le risque « bruit du trafic maritime »

Les autres sources de bruit prises en compte dans cette étude émanent d’activités

industrielles ou militaires, dont les caractéristiques générales sont : un nombre réduit de sources,

localisées dans l’espace, une forte puissance sonore unitaire des sources, une signature réduite

dans le domaine de fréquence, une répartition dans le temps irrégulière. En ce qui concerne le

bruit du trafic maritime, on a au contraire : une multiplicité de sources de faible (130 dB

re1µPa@1m) à moyenne puissance (190 dB), avec des fréquences recouvrant tout le spectre de

la basse à la moyenne fréquence (0.1-10 kHz), réparties sur un très grand domaine spatial, avec

plusieurs régions de concentration, un grand étalement dans le temps chaque année de manière

pérenne (au moins 6 mois de saison chaude pour le trafic de loisir, de nos jours), et un cycle

jour/nuit accentué, pour le trafic de loisir.

La mitigation pourrait s’articuler autour de deux principes : identification des sources les plus

bruyantes, et action visant à diminuer leur impact, d’une part, identification des habitats critiques

les plus exposés au bruit, et action visant à diminuer l’intensité sonore localement.

34 Directive 2008/56/EC du 17 juin 2008 – Document de travail SEC(2011) 1255 du 14 octobre 2011.35 Ces limites sont un niveau de pression sonore de 100 dBrms pour les bandes 1/3 d’octave de 63 et 125Hz, en moyenne annuelle (Erbe et al., 2012).



2) Synthèse des effets des nuisances sonores sur le s cétacés

Dans cette partie, on reprend les résultats publiés sur les effets provoqués par les fortes

intensités sonores sur les cétacés, en les organisant dans le sens d’une gravité décroissante à

l’échelle de l’individu36. Nous débutons l’examen par les cas où des fortes intensités sonores ont

entraîné la mort, directement, ou à la suite de lésions irrémédiables mais non immédiatement

létales à des organes vitaux. Ensuite, nous abordons les pertes de sensibilité auditive provoquées

par les fortes insonifications, ces effets étant mesurés lors d’expériences en bassin. Puis, on

examinera les effets comportementaux plus ou moins sévères provoqués par les sons

anthropiques, et mis en évidence lors d’expériences d’exposition contrôlée, en milieu naturel. Dans

une partie distincte, on résumera les effets comportementaux observés également en milieu

naturel, mais pour lesquels on n’a pas d’indication aussi précise des intensités sonores reçues.

Enfin, la synthèse de tous ces résultats sera exposée autour d’un tableau permettant de saisir la

cohérence d’une relation entre « sévérité des effets » et « intensité (ou dose) reçue ou perçue ».

a) Lésions traumatiques graves ou létales

C’est le cas de cétacés ayant subi des traumatismes graves ou létaux en liaison très

probable ou certaine avec des émissions sonores anthropiques. On observe parfois en mer,

pendant l’insonification, l’accident lui même, mais en général les traumatismes sont révélés par

l’autopsie de cadavres échoués à proximité d’un site de pollution sonore aigüe, et peu après que

les nuisances sonores se soient produites. Les lésions traumatiques létales comprennent aussi les

baisses de sensibilité auditive permanentes (PTS) : dans un monde aquatique où la faculté

auditive est d’importance primordiale, la surdité partielle (c’est-à-dire concernant un domaine de

fréquence particulier) est une infirmité qui entame le pronostic vital d’un individu.

• Lésion traumatique immédiatement ou rapidement léta le

Ce type d’accident est rarement constaté en pleine mer, pendant une transmission sonore.

Un accident s’est produit en mars 2009 lors d’une prospection sismique 3D (donc de forte

puissance), durant laquelle un Dauphin tacheté pantropical (S. attenuata) s’est immobilisé à

l’approche des canons sismiques (distance de 600 m), tentant de garder sa tête hors de l’eau, puis

coulant, avant que les canons pneumatiques (toujours actifs) ne passent à proximité de l’endroit où

il avait disparu (Gray & Van Waerebeek, 2011). Je conclus que cet événement illustre le cas d’un

dauphin qui ne s’est pas évadé à l’approche de la forte intensité sonore, a tenté d’y échapper en

sortant sa tête, puis a été tué par l’énergie sonore alors qu’il était sous l’eau. J’observe que

36 En effet, c’est au niveau de l’individu qu’il est plus facile d’organiser cet examen, car il faudrait de trèslongs développements pour établir si la surdité partielle d’un individu est un dommage plus sévère que lestress physiologique d’une population qui a été déplacée hors d’une zone propice à son alimentation.



l’opération de mitigation du risque avec observateurs dédiés à bord n’a pas évité cet accident. On

retiendra qu’un dauphin à environ 500 m d’un réseau d’airgun a été conduit à la mort.

Dans de nombreux cas, la lésion traumatique est constatée après coup, lors de l’échouage

du cétacé vivant ou mort. Ainsi, Richardson et al. (1995) signalent le cas d'une explosion au

Canada, avec 5 tonnes d'explosifs, qui a semble-t-il abouti à la mort de mégaptères : lors de la

séquence d'explosions, ceux-ci n'ont pas été observés réagissant au bruit (par exemple en

s'éloignant), mais deux individus ont été retrouvés morts le lendemain avec des fractures (Ketten

et al., 1993). Ketten et al. (1993) ont mis en évidence les fractures et lésions de l'oreille moyenne

et interne, donnant substance à des cas moins bien documentés auparavant comme celui de

plusieurs ziphius aux Antilles, échoués après des explosions d’origine militaire (Van Bree &

Kristensen, 1974). De même, Wang & Yang (2006) rapportent l'échouage au sud de Taïwan d'un

mésoplodon (M. gingkodens) pendant des manoeuvres navales au large, et cet individu, mort,

souffrait de fractures des os les plus fins du crâne, y compris au niveau de la bulle tympanique.

Des lésions hémorragiques, ont été constatées en différents endroits de la tête et de la cage

thoracique. Dans la même période, plusieurs groupes de cétacés se sont échoués, y compris un

groupe de globicéphales vivants. A Taïwan, Yang et al. (2008) ont signalé deux autres séries

d'échouages suspects survenus en 2005, y compris sur des mésoplodons et d'autres ziphiidés,

des cachalots nains, des globicéphales et des orques pygmées, d'autres dauphins. Dans les cas

où des examens post-mortem ont été effectués, on a constaté des hémorragies sévères,

notamment au niveau du melon. A l'époque de ces échouages massifs et atypiques, il y avait une

forte activité militaire dans les eaux voisines de Taïwan, mais d’autres causes possibles n'ont pas

été écartées.

Les conséquences traumatiques de ces explosions ne sont pas une surprise, puisqu’elles

ont été bien étudiées pour protéger les humains. Pour les explosions chimiques, le risque pris en

compte pour les mammifères terrestres est aussi une lésion sévère au niveau des organes autres

qu’auditifs, en rapport avec l'intensité de l'onde de pression générée par l'explosion. Des

expériences ont été réalisées avec des mammifères terrestres submergés, pour lesquels les

charges provoquant des lésions ont été déterminées (Richardson et al., 1995) : la charge

nécessaire pour provoquer la mortalité augmenterait de manière régulière avec la masse des

animaux. Goertner (1982 in Richardson et al., 1995) a extrapolé ces données et les a couplées à

des modèles de propagation pour fournir des modèles simplifiés de distance de sécurité à

appliquer aux mammifères marins pour éviter les lésions légères aux poumons ou aux intestins.

Par exemple, pour une charge de 545 kg explosant à 38 m d'immersion, cela donne

approximativement une distance de sécurité de 1200 m pour un bébé dauphin de 10 kg, de 800 m

pour un dauphin de 100 kg, de 600 m pour un globicéphale de 1 tonne, de 300 m pour une baleine

de 10 tonnes.



Young (1991, in Richardson et al., 1995) donne des valeurs-guide simplifiées à partir des

résultats précédents de rayons de sécurité (Rsécu), pour des charges de masse w avec une

profondeur d’explosion de 30 m. Ces valeurs sont à interpréter en fonction des conditions locales

de topographie et de bathymétrie (R en m, w en kg) :

- jeune dauphin : Rsécu = 220 w 0.28 800 m pour 100 kg d’explosifs- dauphin adulte : Rsécu = 165 w 0.28 600 m pour 100 kg d’explosifs- cétacé de 6 mètres : Rsécu = 124 w 0.28 450 m pour 100 kg d’explosifs

Par ailleurs, Gaspin (1983, in Richardson et al., 1995) a déduit d’autres niveaux de sécurité

d'après des expériences sur des humains, et les distances trouvées sont plus importantes que

celles extrapolées pour les dauphins d’après les expériences sur les animaux terrestres.

- humain au large : Rsécu = 1335 w 0.18 3050 m pour 100 kg d’explosifs- humain faible fond, 9m : Rsécu = 608 w 0.18 1400 m pour 100 kg d’explosifs

En fonction de l’état des connaissances scientifiques exposées ci-dessus, il n’est pas

étonnant que les distances préconisées pratiquement pour les sources impulsives explosives

soient majorées du côté de la sécurité. Le NATO Undersea Research Center donne l'exemple de

la source SUS 61/82 dont la charge explosive vaut 0,8 kg : des distances de sécurité de 3000 m

sont préconisées pour les plongeurs, et de 2000 m pour les cétacés (NURC, 2006). Les distances

préconisées par les règles empiriques ci-dessus sont ainsi fortement majorées par le NURC pour

les grands cétacés et pour les dauphins juvéniles, si on se rapporte à la faible charge d’explosifs

(moins d’un kg) prise en compte dans le document.

Si l’on se réfère aux divers règlements, aux événements publiés, aux tables, il semble

qu’une explosion unique, de nature chimique ou pneumatique, puisse provoquer une lésion sévère

si la valeur de pression reçue atteint 235 dB en valeur pic.

Un autre type d’accident a été mis en évidence, mais cette fois sur des échouages de

cétacés encore vivants, ou des cadavres très frais : il s’agit des embolies gazeuse et graisseuse

d’abord diagnostiquées par Jepson et al. (2003). Leur réalité n’est plus contestée : elles ont été

constatées à différentes reprises, avec des gravités diverses. Fernandez et al. (2005) ont examiné

8 ziphius, un mésoplodon de Blainville et un mésoplodon de Gervais, sur les 14 ziphiidés échoués

vivants ou trouvés morts en mer le 24 septembre 2002, aux Canaries (Tab.15). Ils notent qu'aucun

pathogène n'a été identifié et que tous les individus examinés souffraient d'hémorragies et de

congestions sévères et diffuses au niveau des tissus graisseux mandibulaires, de l'oreille, du

cerveau et des reins. Des lésions associées à des bulles de gaz et des embolies graisseuses37

sont observées au niveau des vaisseaux sanguins et des organes vitaux. Les embolies

graisseuses sont des processus secondaires associés aux syndromes de décompression sévères,

les graisses des moelles osseuses étant des sites privilégiés de stockage de l'azote sursaturé. Les

embolies graisseuses ne sont pas réversibles, au contraire des bulles d'azote apparues au cours

37 Largage de graisses dans la circulation sanguine



d'un accident de décompression qui peuvent être résorbées par une recompression. L'accident de

décompression pourrait survenir de deux manières : soit directement par la stimulation acoustique

de la diffusion gazeuse, selon ce qui a été montré pour des niveaux sonores entre 190 et 210 dB

(Crum & Mao, 1996 ; Crum et al., 2005) en présence de sursaturation des tissus en azote, soit

sous l'effet d'un dérangement comportemental affectant le cycle de plongée des ziphiidés.

Ce type de lésion a été constaté également lors de l’échouage multiple de Ziphius de janvier

2006 en mer d’Alboran (Arbelo et al., 2007) et peut-être lors de l’échouage multiple de Ziphius à

Corfou, en 2011. Aux Bahamas (accident de 2000), les examens post mortem ont été moins

poussés qu'aux Canaries, mais ont montré des traumatismes au niveau de la tête, peut-être

insuffisants pour provoquer directement la mort (Ketten, 2003). Les travaux de modélisation

acoustique et mécanique de la tête d'un ziphius montrent que les caractères anatomiques (tissus

graisseux, sinus) favorisent une forte transmission des intensités sonores du mandibule à l'oreille

interne, et dans une certaine mesure au niveau du melon (Soldevilla et al. 2005 ; Krysl et al.,

2006 ; Cranford et al., 2008). La conjugaison des graisses "stockeuses" d'azote et de forts niveaux

sonores font de la tête des ziphiidés, et des autres odontocètes, un lieu privilégié pour la formation

de bulles de gaz, et d'embolies.

Les modélisations les plus récentes de ce phénomène suggèrent que le risque d'une létalité

très rapide sous l'effet d’une insonification non-impulsive existe pour des niveaux sonores reçus

élevés (plus de 190 dB) et des tissus sursaturés en azote, correspondant à des distances de

l’ordre de la centaine de mètres pour les plus puissantes sources continues connues.

Pour les plongeurs extrêmes, c'est-à-dire les ziphiidés, les ondes sonores perturbent le cycle

de plongée, ce qui pourrait déclencher un accident lié au métabolisme de la plongée ou de sa

récupération. Ce cas d’accident « secondaire » appartient plutôt à la classe des dérangements

comportementaux, et sera traité dans le paragraphe correspondant.

• Lésions sévères létales à terme

Dans ce cas, la lésion entraîne une incapacité permanente du cétacé, qui conduit à sa mort

à moyen ou long terme, comme par exemple une lésion affectant ses capacités à percevoir son

environnement, ses proies ou ses prédateurs. Nous plaçons dans cette catégorie la perte de

sensibilité auditive permanente (PTS), qui survient lorsqu'une exposition sonore à un niveau

suffisant pour produire un TTS est prolongée, ou avec un niveau sonore encore plus élevé. Le

PTS peut être provoquée aussi bien par des sons impulsifs que par des sons stationnaires : après

un long temps d'exposition, ou soumis à un niveau extrêmement élevé, l'oreille perd définitivement

de la sensibilité pour une bande de fréquence un peu supérieure à celle de l’insonification, car les

cellules de la cochlée, dans l'oreille interne, ont subi des dommages irrémédiables. Pour les

humains, de nombreux résultats sur les pertes définitives, et règlements, proviennent de mesures

d’audiométrie réalisées a posteriori chez des travaiIleurs ayant été soumis à des bruits importants



au cours de leur carrière. Les PTS ont été également étudiées en laboratoire sur des petits

mammifères.

Les PTS sont associés à la destruction ou à la forte altération des cellules ciliées, et de

l'organe de Corti, situés tout au long de la cochlée. Le seuil sonore provoquant un PTS est un

paramètre peu accessible dans la littérature38, bien qu'il corresponde à une réalité physiologique

identifiée par certains auteurs, notamment sur des petits mammifères (Price, 1981 ; Roberto et al.,

1985 ; Saunders et al., 1985). L'apparition de pertes auditives est liée à deux phénomènes bien

distincts (Laroche et al., 1989) : d'une part, les fortes intensités sonores provoquent un épuisement

métabolique au niveau du processus bio-chimique qui permet la génération des signaux

électriques au sein de la cochlée (liquides lymphatiques), et d'autre part elles causent un

endommagement mécanique des cellules ciliées qui transmettent les vibrations dans l'oreille

interne, voire la destruction de ces cellules pour des sons impulsifs extrêmement forts (> 143 dBpic

chez l'humain - Price, 1981). Le second processus ne s'amortit pas rapidement car il nécessite une

réparation cellulaire des cellules ciliées, et peut-être un processus de remplacement de ces

cellules. Quand le dommage a été trop important, les zones les plus affectées de l'organe de Corti

restent dépourvues de cellules ciliées, c'est une perte définitive (PTS) pour les fréquences

concernées (Roberto et al., 1985). Les conditions d'insonification causant des PTS rapides sont

fréquemment des trains d'impulsions, car le réflexe d'amortissement par l'oreille moyenne, observé

chez les mammifères terrestres, n'a alors pas le temps d'être activé.

Figure 33 : Organe de Corti (section radiale de la cochlée) avec les cellules ciliées "hair cells"(Saunders et al., 1985)

La littérature scientifique suggère que les niveaux provoquant des forts TTS donnent une

base pour connaître les niveaux seuils de PTS (Price, 1981 ; Laroche et al. 1989 ; Melnick, 1991).

Pour trois espèces de mammifères (homme, chimpanzé, chinchilla) Melnick (1991) a mis en

38 L’éthique scientifique interdit de réaliser des expérimentations de ce type, ou du moins de les publier.



évidence l'existence d'un seuil de niveau sonore correspondant à une perte auditive de 8-10 dB,

niveau au-delà duquel la progression des TTS est très rapide. Ces résultats rejoignent ceux de

Finneran et al. (2007) pour les dauphins, avec des TTS supérieurs à 20 dB obtenus lors

d'expositions de 64 s à 20 kHz et 186 dB reçu, ou ceux de Lucke et al. (2009) pour de très forts

TTS dans le cas d'impulsions de canons pneumatiques. André et al. (2003) ont réalisé des

expériences audiométriques sur un Dauphin bleu et blanc, qui démontraient que ce dauphin était

atteint de surdité permanente, bien que la cause de cette infirmité n’ait pas été identifiée.

En fonction de tout ceci, je propose qu’un niveau sonore égal au seuil d'apparition d’un TTS

significatif (6 dB de perte auditive) augmenté de 15 dB, peut provoquer une perte auditive

persistante de 20 dB, laquelle constitue un bon critère pour définir le risque de PTS :

seuil PTS = seuil TTS + 15 dB

Nous allons voir comment le seuil de TTS est obtenu, et en fonction de quelle métrique on

peut l’exprimer (§B.2.b).

D’autres types de lésions dues à des insonifications excessives peuvent entraîner la mort à

moyen terme : on pense à des hémorragies importantes, ou à des embolies gazeuses ayant des

séquelles, les traumatismes pouvant affecter la capacité des cétacés à plonger, et donc à se

nourrir.

b) Effets auditifs mesurés lors d’expériences en bassin

Les effets auditifs chez les mammifères, y compris les humains, se mesurent lors

d’expériences au cours desquelles on soumet les sujets à des insonifications fortes et/ou

prolongées, et on mesure leur audiométrie avant et après ces épreuves. Les expériences

consistent à rechercher les conditions d’apparition d’une perte auditive temporaire, ou bien même

une perte définitive, mais dans ce cas pas pour les humains et, semble-t-il, pas pour des

mammifères supérieurs. Grâce à des expériences, il est établi que l’apparition des phénomènes de

fatigue auditive (TTS), au sein de l’oreille interne, est régie par des lois similaires pour les

mammifères placentaires ; les expériences menées sur les cétacés depuis 2000 environ, le

confirment.

Dans un premier temps, ces expériences menées à San Diego39, ont eu pour objectif

d’établir les bases du phénomène TTS chez les cétacés, avec des expériences sur le Grand

dauphin et le Bélouga (par ex. Finneran & Schlundt, 2000) et des insonifications impulsives ou en

son pur. Dans un second temps, des expériences analogues ont été conduites sur le Grand

dauphin, mais aussi en Europe sur le Marsouin commun, en utilisant des sons en rapport direct

avec des nuisances anthropiques, comme des signaux aux fréquences de sonars US ou

européens (Finneran et al., 2005 ; Kastelein et al., 2012 ; 2013), ou des sismiques pneumatiques

(Lucke et al., 2009). Dans un troisième temps, actuellement , les expériences s’orientent vers

39 Au centre U.S. Navy Marine Mammal Program du Space and Naval Warfare Systems Center.



l’obtention de points expérimentaux pour valider des modèles de prévisions des TTS (Finneran et

al., 2010).

La synthèse de l’ensemble de ces résultats pour la proposition d’un critère de prévision des

impacts est au coeur de notre étude. Pour déterminer les seuils de risque d’apparition des pertes

auditives temporaires (TTS), notre approche est la suivante :

(1) considérer l’ensemble des résultats expérimentaux disponibles sur le Grand dauphin pour

déterminer les contours d’un critère de prévision applicable à tous les cétacés

(2) examiner les résultats disponibles sur le Bélouga, le Marsouin commun et le Marsouin du

Yangtsé, pour confirmer et préciser ce critère

(3) formaliser le critère de risque de TTS pour le rendre facilement applicable aux différentes

espèces de cétacés.

Au cours de cette synthèse, on examinera les résultats traitant des sources impulsives (type

airgun) et des sources non-impulsives avant de décider s’il vaut mieux proposer un critère

« universel » de prévision des TTS, applicable aux deux catégories de bruit, ou bien deux versions

du critère.

Les critères de prévision des TTS sont d’autant plus importants qu’ils servent de base à la

détermination des seuils de sécurité pour éviter l’apparition de pertes auditives définitives, ou PTS.

� Prise en compte de la durée d’exposition dans la métrique des insonifications

La durée d’exposition intervient fortement dans les phénomènes de fatigue auditive (TTS) ou

de surdité permanente (PTS). Pour la prendre en compte, on utilise une métrique qui intègre

l’énergie sonore au cours du temps d’exposition : la dose d’exposition sonore SEL. Cette métrique

permet de déterminer la dose aussi bien dans le cas d’un son non-impulsif intermittent, tel que lors

d’un cycle d’émissions de sonar, que lors d’un train d’impulsions (sismique, battage de pieu).

L’exposition sonore, en Pa2.s est calculée en intégrant la pression sonore au carré au cours

du temps d’exposition (Southall et al., 2007):

E (t) = ∫0,T P2(t).dt

Le niveau d’exposition sonore (SEL) en est l’expression relative en décibels (dB re1 µPa2.s):

SEL = 10.log10 ∫0,T (P2(t).dt / p2ref) ]

L’expression permet d’exprimer les niveaux d’énergie reçus dans les cas de sons non-

impulsifs de durée variable et de trains d’impulsions, et de déterminer les niveaux de risque. A la

base, on utilise l’expression suivante :

SEL = 10.log10 [ Σ1,N ∫0,T (Pn2(t).dt / p2

ref) ]

où P est la pression sonore, N le nombre d’expositions au son, et pref la pression de

référence (1 µPa). La sommation sur n indique que pour n expositions identiques, la dose

d’exposition augmente en fonction du log10 (n) :



SEL = 10.log10 (n) + 10.log10 [ ∫0,T (P2(t).dt / p2ref) ]

SELn = 10.log10 (n) + SEL1

où SEL1 est la dose (ou niveau) d’exposition pour un événement de transmission

donc SEL2 = SEL1 + 3 dB, SEL3 = SEL1 + 5 dB, SEL10 = SEL1 + 10 dB, SEL100 = SEL1 + 20 dB

La sommation est identique pour les deux catégories de sons (type « sonar » ou type

« airgun / battage de pieux »). La dose d’exposition totale est ensuite à comparer aux seuils de

TTS/PTS obtenus pour un événement de type « chirp » sonar de durée une seconde, ou bien pour

un événement de type « impulsion », exprimé en dBSEL (dB re re1 µPa2.s). Pour un son de type

sonar, les seuils sont exprimés pour une durée de 1 seconde (dBSEL 1 sec = dBrms), correspondant à

beaucoup d’expériences en bassin. Pour un son impulsif, le seuil de TTS/PTS est toujours exprimé

pour une seule impulsion : dans les expériences, on trouve la valeur seuil en dBpic-pic et en dBSEL.

Les résultats existants suggèrent que des impulsions de même SEL ont le même effet.

SELn < SELseuil(TTS) → SEL1 < SELseuil(TTS) - 10.log 10 (n)

La comparaison du seuil de TTS/PTS à la dose cumulée exprimée en SELn suppose qu’il n’y

a pas eu de relaxation de fatigue auditive entre deux expositions successives. Selon les résultats

récemment publiés, une relaxation apparaît surtout si les expositions sont séparées par de longs

intervalles (Finneran et al., 2010). Donc l’application d’un modèle simplifié basé sur les SEL se

situe du côté de la sécurité, pour les cétacés.

• Pertes de sensibilité auditive (TTS) observées chez le Grand dauphin

o Sons et bruits non impulsifs : bruit blanc

Un Grand dauphin T. truncatus a été soumis à des insonifications de type "bruit blanc" par

octave, dans les installations de Kanehoe Bay (Hawaii), où le bruit ambiant est fort (Au et al.,

1999 ; Nachtigall et al., 2003). Les seuils d'audition à la fréquence de 7,5 kHz ont été mesurés

avant et après une exposition de 30 minutes à un bruit blanc autour de l'octave 5-10 kHz, par

méthode comportementale. Des TTS de l'ordre de 12–18 dB ont été obtenus chez le dauphin pour

des niveaux sonores de 179 dB. Ce niveau était de 96 dB au dessus du seuil d'audition du

dauphin à 7,5 kHz. Nachtigall et al. (2003) ont rapporté plus en détails les tests d'insonification

réalisés par Au et al. (1999). Compte tenu des différentes positions occupées par le dauphin dans

l'enclos, les insonifications ont duré jusqu'à 55 min, les doses sonores ont été recalculées en

fonction de l'exposition réelle du dauphin. Mais ces expériences souffrent de plusieurs points

faibles méthodologiques : le TTS a été déterminé à la fréquence de 7,5 kHz, centrale par rapport à

l'insonification, alors que les TTS les plus forts ont lieu à une fréquence supérieure d'une demi-

octave à celle de l'insonification. De plus, les seuils d’audition post-exposition ont été déterminés

longtemps après l'insonification, donc les TTS ont été sous-estimés en valeur.



Niveau et durée del’insonification

TTS obtenu dose sonoreéquivalente dB re1 µµµµPa2s

165 dB, 41 min 0 195

171 dB, 44 min 3 201

179 dB, 47 min 12 213

179 dB, 49 min 18 213

Tableau 21 : Insonifications à 4-11 kHz et TTS d’un grand dauphin (Au et al., 1999 ; Nachtigall etal., 2003).

Nachtigall et al. (2004) ont continué sur le même type d'insonification (bruit dans la bande 4-

11 kHz, maintenu à 160 dBrms), dans la même installation, mais en effectuant des relevés

audiométriques réguliers après l'exposition par méthode AEP, pour observer la relaxation des

pertes auditives TTS. Pour une dose d'énergie sonore de 193 dB SEL, Nachtigall et al. (2004) ont

trouvé des TTS à 5 minutes qui sont maximaux pour les fréquences de 11,2 kHz (TTS5 > 8dB) et

de 16 kHz (TTS5 > 6 dB). Les pertes auditives significatives se sont relaxées régulièrement au

bout d'environ 125 min (Fig.34).

Cette expérience montre qu’avec un niveau d'insonification de seulement 70 dB au-dessus

du seuil d'audition (qui vaut 90 dB en raison du bruit ambiant élevé), on obtient des TTS

significatifs, en raison de la durée d'exposition de plus de 30 min. Cette combinaison de durée et

de niveau donne une dose d'insonification de 193 dB re1µPa2s, soit un niveau SEL supérieur de

103 dB au seuil d'audition.

Figure 34 : Valeur et relaxation dans le temps des TTS après une insonification longue à 4-11 kHz(Nachtigall et al., 2004).

Mooney et al. (2009) ont effectué des expériences pour un bruit d'octave dans la bande 4-

8 kHz en faisant varier la durée d’exposition de 2 à 30 min, et le niveau de 130 à 178 dB ; ils ont

mesuré la relaxation des TTS avec la même méthode que Nachtigall et al. (2004). Pour les

niveaux les plus faibles (160 à 163 dB) et des durées d'exposition longues de 15 et 30 min (SEL



de 192,5 dB re1µPa2s), des TTS ont été constatés à toutes les fréquences. Avec la même dose,

mais des durées d’exposition de 1,9 et 3,8 min à des niveaux de 169 et 172 dB, il n'y a eu aucun

TTS (Fig.35). Il a fallu des niveaux sonores de 172 et 175 dB aux mêmes durées pour obtenir des

pertes auditives. Donc, pour ces auteurs, la métrique en dose totale d'énergie reçue SEL en dB

re1µPa2s n’a pas été exacte pour prévoir l'apparition des TTS.

Figure 35 : Audiogramme moyen du dauphin et TTS trouvés pour différentes durées (Mooney etal., 2009b).Une expression de l’insonification en dose SEL ne sépare pas exactement les cas de TTS et de non-TTS.

Money et al. (2009b) ont mis en évidence que la récupération de la sensibilité auditive s’est

opérée à raison de 1,8 dB environ par doublement du temps de repos, avec une pente plus forte

pour les TTS élevés que pour les TTS faibles. D’autre part, la relaxation a pris plus de temps pour

les temps d'insonification les plus longs (Fig.36).

Figure 36 : Relaxation des TTS à la fréquence de 11,2 kHz en fonction des durées d'exposition(Mooney et al., 2009b).Pour un même niveau sonore et des durées d’expositions différentes, le TTS obtenu à 0 min varie, et décroîtplus ou moins vite en fonction du temps passé après l’insonification.

Pour les cas provoquant un TTS, Mooney et al. (2009) ont exprimé le niveau sonore perçu

(dBreçu - dBseuil) en fonction du temps d’exposition : plus le temps d'exposition est long, plus le

niveau sonore nécessaire pour provoquer un TTS est faible, la décroissance étant en moyenne de

5 dB par octave de temps, avec une assez bonne régularité (Fig.37).



Figure 37 : Niveau d'exposition net causant un TTS en fonction des durées d'expositions (Mooneyet al., 2009b).

Ces résultats sur les pertes auditives provoquées par des insonifications en bruit blanc

montrent que des niveaux sonores relativement faibles provoquent des TTS lorsque les durées

d’exposition deviennent très longues. Pour exprimer la valeur de l’insonification qui provoque un

TTS, la métrique en SEL (niveau d’exposition en dB re1µPa2s) fournit une indication utile, même si

elle n’est pas exacte. Dans le cas de TTS d’une valeur de 10 dB ou plus, les temps nécessaires

pour la relaxation de la perte auditive sont de l’ordre d’une heure.

o Sons et bruits non impulsifs : sons simples

Les expériences visant à déterminer les seuils d'apparition de TTS avec des sons

sinusoïdaux ou légèrement modulés ont été fréquemment réalisées sur le Grand dauphin

(Schlundt et al., 2000 ; Finneran et al., 2005 ; 2007 ; 2010a,b,c ; Finneran & Schlundt, 2013). Pour

certaines de ces expériences, les tests auditifs ont été comportementaux, alors que pour d'autres,

la méthode électro-physiologique a été employée ; certains écarts entre les résultats peuvent

découler des méthodes choisies pour mesurer l'audition, avant et après les insonifications.

Schlundt et al. (2000) ont exposé 5 Grands dauphins (et 2 Bélougas) à des sons simples

d'une durée de 1 sec et à des fréquences de 400 Hz, 3, 10, 20, et 75 kHz. La mesure de seuils

auditifs s'est faite en présence de bruit de fond artificiel (afin de stabiliser les conditions de bruit

ambiant pendant toute la durée des expériences), avec une méthode comportementale et pour des

fréquences égales ou supérieures à celles des insonifications. Schlundt et al. (2000) ont ainsi

montré l'apparition de TTS chez ces odontocètes (Tab.22). En raison du bruit de masquage

artificiel, la perte auditive est appelée MTTS (voir p75).

Les niveaux nécessaires pour provoquer un MTTS significatif (défini comme une hausse de

seuil auditif ≥ 6 dB), ont été généralement compris entre 192 and 201 dB re1µPa, avec une

variabilité entre les dauphins. A 400 Hz, aucun des sujets n'a eu de perte auditive temporaire

jusqu'à la valeur maximale expérimentée, 193 dB re1µPa, à 3 kHz, les MTTS ont été très forts. Le

plus souvent, les MTTS ont eu lieu à des fréquences supérieures à celle de l’insonification.

Observons que les TTS ont été mesurés entre 2 et 18 min après les insonifications, ce qui induit

une imprécision et une sous-estimation, puisque pour des faibles MTTS, des durées de quelques

minutes suffisent pour qu'un dauphin ait récupéré ses facultés auditives.



Fréquence Niveau reçu(dB rms)

Bruit ( dBre1µµµµPa2/Hz)

ntest

seuil d’apparition etvaleur du MTTS

400 Hz 179 à 193 95 2 non

à 194dB, 7dB @ 3 kHz

à 194dB, 16 dB @4,5 kHz3 kHz 160 à 202 67 2

à 194dB, 16 dB @4,5 kHz

3 kHz 180 à 201 90 2 non

10 kHz 180 à 197 63 2 à 192dB, 7 dB @5 kHz

20 kHz 160 à 197 75 2 à 193dB, 8 dB @40 kHz

20 kHz 180 à 201 75 2 non

20 kHz 178 à 202 63 2 à 196dB, 6 dB @30 kHz

75 kHz 160 à 194 70 2 à 182dB, 8 dB @100 kHz

Tableau 22 : Insonifications et MTTS pour des Grands dauphins exposés à des sons purs de 1 sde durée et de fréquence variable (d'après Schlundt et al., 2000).

Finneran et al. (2005) ont effectué le même type d'expérience sur deux Grands dauphins, en

gardant une unique fréquence d'insonification de 3 kHz, mais en faisant varier les durées

d’exposition de 1 à 8 s (les durées supérieures à 1 sec ont été testées avec un seul dauphin). Les

auteurs ont conduit ces expériences en ambiance non bruitée. Pour prendre en compte la durée

dans l'insonification, les auteurs ont utilisé la mesure en dose équivalente en SEL, exprimée en dB

re1µPa2s, un doublement de durée conduisant à un SEL augmenté de 3 dB. Le dauphin sujet de

ces expériences avait un seuil auditif d'environ 90 dB à 3 kHz (Finneran et al., 2005).

Les expériences 1 et 2 ont consisté en des insonifications de 1 s, et des vérifications de TTS

respectivement à 4,5 et 3 kHz. Les niveaux imposés ont varié de 100 à 200 dB. L'expérience 3 a

consisté en des insonifications de durée variable (2 à 8 s) et des niveaux imposés de 140 à 195

dB. Après chaque insonification, les tests auditifs comportementaux ont été effectués au bout de 4

min (TTS4) et de 10 min (TTS10).

Les niveaux sonores provoquant des TTS ont été de 197 dB pour 1 s, de plus de 190 dB

pour 2 s, de plus de 184 dB pour 4 s, et de plus 190 dB pour 8 s. Finneran et al. (2005) déduisent

que les doses sonores entraînant un TTS significatif sont de 195 dBSEL, mais on s’aperçoit sur les

graphes que le TTS commence à apparaître à 190 dBSEL (Fig.38).

Niveau et duréed’exposition

Fréquence dutest auditif

seuil de TTSobtenu en dB

seuil de TTSobtenu en SEL

seuil de TTS enSEL effectif

100 à 200 dB, 1 sec 4,5 kHz 197 dB 197 dB env. 111 dB SEL*

180 à 200 dB, 1 sec 3 kHz - - -

144 à 195 dB, 2 sec 4,5 kHz 190 - 195 dB > 190 dB env. 100 dB SEL°



Tableau 23 : Insonifications et TTS des dauphins insonifiés à 3 kHz avec des durées variables(d'après Finneran et al., 2005).(*) pour une durée de 1 sec, le SEL est égal au niveau sonore rms. (°) seuil auditif du dauphin évalué à 90dB pour 3 kHz



Figure 38 : Evolution du TTS mesuré à 4,5 kHz pour une insonification à 3 kHz de durée variable(Finneran et al., 2005).

On remarque que les doses sonores qui ont provoqué un TTS ont été au minimum de 100

dBSEL au-dessus du seuil auditif de l'animal considéré (Tab.23). Comme Mooney et al. (2009),

Finneran et al. (2005) trouvent que pour des petits TTS, les temps de récupération sont rapides

(moins de 10 min), alors que pour des SEL de 201 et 203 dB, les récupérations ne sont pas

complètes après 10 min de repos (Fig.39).

Figure 39 : Relaxation du TTS à 4,5 kHz pour une insonification à 3 kHz avec des dosesd’insonification variables (Finneran et al., 2005).

Comme Schlundt et al. (2000), les auteurs trouvent que pour une dose SEL valant environ

100 dB re1µPa2s au-dessus du seuil d’audition à la fréquence considérée (ici 3 kHz), les pertes

auditives apparaissent, et qu’elles augmentent rapidement pour des insonifications plus fortes.



Mooney et al. (2009b) ont soumis un Grand dauphin à des séries de 3 chirps de 0,5 s

modulés à 3 kHz, répétés toutes les 26 s40, avec un niveau reçu de 203 dBrms au maximum. Les

tests auditifs étaient réalisés pour la fréquence de 5,6 kHz uniquement, et par la méthode

électrophysiologique. Le bruit de fond était fort au-dessus de 3 kHz (Mooney et al., 2009a).

Les auteurs ont constaté que des TTS apparaissaient seulement pour des niveaux sonores

de 203 dB reçus pendant 5 séries consécutives de chirps, correspondant à des doses SEL totales

de 214 dB re1µPa2s. Ces pertes auditives s'amortissaient 10 à 20 minutes après l'insonification.

Compte-tenu des données sur ce dauphin, les niveaux d'exposition ayant entraîné le début de TTS

sont environ de 114 dBSEL au-dessus du seuil d'audition. Mais, le cycle de transmission permettait

une certaine relaxation de la fatigue auditive entre deux séries de chirps, ce qui explique que la

dose seuil de TTS ait été aussi élevée.

Pour explorer le domaine des expositions très longues, Finneran et al. (2007) ont réalisé des

expériences sur une femelle Grand dauphin, avec des insonifications à 20 kHz et des durées de

64 s (tests 1 et 2) ou de 16 s répétées 3 fois (test 3). Cette étude a été exécutée dans un bassin

avec un faible bruit de fond. Les tests audiométriques comportementaux étaient réalisés de

manière accélérée après les insonifications, pour mesurer les TTS peu de temps après les

expositions aux sons intenses. Les seuils d'audition étaient d'environ 62 dB pour le domaine 6-

30 kHz (méthode comportementale) et 75-80 dB pour le domaine 10-40 kHz avec la méthode

AEP.

Le niveau de l’exposition a été maintenu en moyenne à 185-186 dBrms, ce qui équivaut à

des SEL de 203-204 dB re1µPa2s (exposition de 64 s) ; pour le test n°3, le nivea u maintenu a été

de 193 dB, soit un SEL de 210 dB re1µPa2s (3 fois 16 s d'insonification, séparées par 11 et 13

min). Les pertes auditives TTS engendrées par les trois types d’exposition ont été très importantes

aux fréquences de 30 (35 dB) et 40 kHz (20 dB), et nulles ou négligeables pour les autres

fréquences (10, 20, 50, 70 kHz). La perte auditive à 30 kHz a eu tendance à persister plus de

quatre jours après l'insonification (Fig.40), ce qui indique que le TTS a été très sévère. Il s'agit

d'une perte auditive persistante. La perte auditive a été très importante à la fois pour l’insonification

unique de 64 s et la série de 3 insonifications de 16 s (au moins 26 dB de TTS mesuré 17 min

après la fin de l’exposition, dans ce dernier cas), ce qui suggère que la relaxation du TTS n’a pas

été importante pendant les 11-13 min de repos entre deux insonifications de 16 s.

40 Il s’agit d’un cycle de transmission se rapprochant de celui d’un sonar de type SQS-53.



Figure 40 : Pertes auditives TTS engendrées à 30 et 40 kHz par une insonification de 64 sec et186 dB à 20 kHz (méthode comportementale) (Finneran et al., 2007).

Les insonifications ont donc engendré des surdités partielles très importantes pour une

durée de plusieurs heures à plusieurs jours, principalement à 30 et 40 kHz (Fig.41).

Figure 41 : Variations de l'audiogramme engendrées par une insonification de 64 s et 185 dB à20 kHz (audiométrie par méthode AEP) (Finneran et al., 2007).

Donc, Finneran et al. (2007) ont généré chez le Grand dauphin de très forts TTS par des

expositions de plus d’une minute à un niveau de 123-124 dB au-dessus du seuil d’audition (niveau

perçu). Ces très fortes pertes auditives proviennent de la dose d'exposition qui est supérieure de

142 dBSEL au seuil auditif à 62 dB. Les pertes auditives subsistent plus d’une journée, pour

30 kHz.



D’autres expériences du même type ont été menées avec des insonifications aux fréquences

de 3 et 20 kHz (Finneran et al., 2010a ; b ; c), dans l’optique de déterminer les phénomènes

d’augmentation des TTS pour de longues durées d’insonification et à des fréquences distinctes.

Finneran et al. (2010a) ont soumis un Grand dauphin à des insonifications d’une durée de 16 s

pour 3 et 20 kHz, le dauphin ayant des seuils d’auditions (S) de 81 et 66 dB, respectivement, à ces

fréquences. Ils ont exprimé les doses sonores nécessaires pour obtenir une perte auditive au

moins égale à 6 dB, 4 minutes après l’exposition (TTS4). A 3 kHz, le niveau SEL provoquant cette

perte significative valait 191 dB re1µPa2s, soit S + 110 dB, et à 20 kHz, 181 dB re1µPa2s, soit S +

115 dB. Passé ce stade, la croissance des TTS est très rapide, surtout pour la fréquence de

20 kHz, pour laquelle les auteurs ont obtenu des TTS supérieurs à 25 dB (Fig.42).

Figure 42 : Evolution de la perte auditive (TTS4) en fonction du niveau sonore pour une duréed’exposition de 16 s et les fréquences de 3 et 20 kHz (Finneran et al., 2010a).

Finneran et al. (2010b) ont aussi réalisé des expériences à la fréquence de 3 kHz, en variant

les niveaux sonores et avec des durées d’exposition croissantes, jusqu’à 128 s. Ils ont observé

l’augmentation des pertes auditives avec le temps d’exposition : des TTS4 de plus de 20 dB ont été

obtenus avec des expositions de 100 s à un niveau sonore de 197 dB re1µPa (soit S + 116 dB).

Exprimé en terme de dose SEL (dB re1µPa2s), un TTS4 de 1 dB est obtenu pour une dose de

S + 99 dB, 2 dB pour S + 112 dB, 3 dB pour une dose de S + 121 dB, 15 dB pour une dose de

S + 137 dB. Les auteurs montrent aussi que la croissance des pertes auditives est non-linéaire

aussi bien lorsqu’on augmente la durée d’exposition que lorsqu’on fait croître le niveau sonore

transmis (Fig.43). Nous observons qu’il n’y a pas stricte équivalence entre les résultats

expérimentaux, à 3 kHz, exposés par Finneran et al. (2010a) et ceux exposés dans Finneran et al.

(2010b) : nous voyons ici les limites de la précision de l’approche expérimentale, et sans doute de

la métrique employée pour exprimer les insonifications (doses SEL perçues).



Figure 43 : Evolution de la perte auditive (TTS4) pour la fréquences de 3 kHz en fonction du niveausonore (en haut) et de la durée d’exposition (en bas) (Finneran et al., 2010b)

Enfin, un autre travail visait à préciser l’effet des temps de repos sur la valeur des pertes

auditives TTS4, à la fréquence de 3 kHz : en effet, en réalité les sonars MF US émettent des séries

de trois chirps, séparés par un court laps de temps, chaque série étant elle-même séparée de la

suivante par un silence de près d’une demi-minute. La fatigue auditive provoquée par un chirp ou 3

chirps a donc le temps de se relaxer en partie avant la série suivante, et cet effet ne peut pas être

restitué simplement. Ainsi, Finneran et al. (2010c) ont comparé les TTS infligés à un dauphin après

1 fois 16 s de bruit, 1 fois 64 s, et 4 x 16 s séparés par 224 s de silence. Pour des niveaux sonores

reçus de 192 dB à chaque fois (S + 111 dB), le dauphin subit des pertes auditives de 3,5 dB (pour

16 s), 7,5 dB (pour 4 x 16 s) et 12 dB (64 s). Ainsi l’accumulation de la fatigue auditive pour des

sons intermittents ne suit pas une loi conforme à l’énergie sonore accumulée (sinon le TTS pour

64 s serait le même que pour 4 x 16 s), mais une certaine relaxation intervient, qui « gomme »

environ la moitié du TTS au cours des périodes de silence entre deux expositions. Pour une

insonification de 16 s, le dauphin montre un TTS de 3,5 dB (dose SEL de 204 dB re1µPa2s, ou S +



123 dB) et une insonification de 64 s (SEL de 210 dB re1µPa2s, ou S + 129 dB) provoque un TTS

de 12 dB.

En résumé (Tab.24), le seuil de TTS pour des insonifications en son pur de durée variable se

situe dans la plage de 100-115 dB au dessus du seuil auditif à la fréquence considérée. On

observe que la fréquence du TTS maximal est localisée autour de 1,5 fois la fréquence de

l'insonification, la fatigue auditive ne se situant pas sur tout le domaine audible.

Insonification TTS à la fréquence1,5 f

Seuil de TTS rapportéau seuil auditif

Référence

Son pur 3 kHz - 194 dB - 1 s MTTS 16 dB à 4,5 kHz ? Schlundt et al., 2000

Son pur 20 kHz - 196 dB - 1 s MTTS 6 dB à 30 kHz < 109 dB Schlundt et al., 2000

Son pur 3 kHz - 194 dB - 1 s seuil 197 dB à 4,5 kHz 111 dB Finneran et al., 2005

Son pur 3 kHz - 2 à 8 s 190-195 dB à 4,5 kHz env. 100 dB SEL Finneran et al., 2005

Son pur 20 kHz - 186 dB - 64 s TTS de 35 dB à 30 kHz <<< 142 dB SEL Finneran et al., 2007

Série de 3 sons 16 s à 20 kHz TTS > 26 dB à 30 kHz <<< 146 dB SEL Finneran et al., 2007

Série de 3 sons 0,5 s à 3 kHz seuil 203 dB à 5,6 kHz env.114 dB SEL Mooney et al., 2009

Série de 3 sons 16 s à 3 kHz seuil de 191 dB SEL env. 110 dB SEL Finneran et al., 2010a

Série de 3 sons 16 s à 20 kHz seuil de 181 dB SEL env. 115 dB SEL Finneran et al., 2010a

Son pur à 3 kHz durée 4 à 128 s seuil de 177 dB SEL env. 99 dB SEL Finneran et al., 2010b

Son pur à 3 kHz durée 16 s seuil < 204 dB SEL < 123 dB SEL Finneran et al., 2010c

Son pur à 3 kHz durée 64 s TTS 12 dB à 211 SEL << 130 dB SEL Finneran et al., 2010c

Son pur à 3 kHz durée 4 x 16 s TTS 7,5 dB à 210 SEL << 129 dB SEL Finneran et al., 2010c

Tableau 24: Synthèse des insonifications en sons purs et des TTS observés chez le Granddauphin.

Une insonification d’un niveau SEL inférieur à 100 dB au-dessus du seuil d’audition à la

fréquence considérée ne semble pas produire de perte auditive de type TTS.

o Cas des impulsions

Le Grand dauphin a été soumis à des impulsions sonores d’origine variée, canons

hydrauliques ou explosifs simulés. La pression sonore d’une explosion évolue en quelques

millisecondes : l’expression d’une métrique pertinente pour quantifier les effets auditifs de ce

phénomène sonore est un problème ardu. L’utilisation d’une valeur efficace (dBrms) se heurte au

problème de la définition de l’intervalle de temps sur lequel calculer ce niveau. L’utilisation d’un

niveau sonore pic-pic (dBp-p) est envisageable, mais ce niveau ne restitue pas la totalité de

l’énergie sonore reçue. C’est une expression en niveau d’exposition SEL (dB re1µPa2.s) qui

convient le mieux, car elle donne une métrique équivalente pour les impulsions de durées et de

valeurs maximales différentes, en tenant compte du nombre de répétitions. Nous exprimons les

différents résultats d’expériences avec leurs niveaux SEL et leurs niveaux pic-pic.



Finneran et al. (2000) ont soumis deux dauphins et un Bélouga à des explosions simulées

en présence d’un bruit masquant artificiel, les sons étant générés par des transducteurs piézo-

électriques. Pour une charge simulée de 500 kg explosant à 1,7 km, l'onde sonore avait une durée

de 9,5 ms et un niveau pic-pic de 221 dB a été mesuré près de la tête des cétacés, avec un niveau

d’exposition SEL de 179 dB re1µPa2.s. Le dauphin a subi un TTS de l'ordre de 3 à 6 dB mesuré à

la fréquence de 2400 Hz (pas optimale pour ce cas précis). Avec un seuil d’audition (masqué) à

118 dB, le niveau SEL reçu était de 61 dB SEL au-dessus du seuil (et de 103 dBp-p).

Finneran et al. (2002) ont procédé à l'insonification des mêmes deux espèces, le Grand

dauphin et le Bélouga, par des impulsions de canon hydraulique, toujours en présence d’un bruit

masquant artificiel. Le canon produisait une impulsion dure de 10 à 20 ms environ, proche de celle

d’un canon pneumatique. Pour le Grand dauphin, aucune perte auditive n'a été constatée pour un

niveau de reçu de 228 dBp-p. Les niveaux d’exposition sonore reçus pendant les impulsions les

plus fortes étaient de 185-188 dB re1µPa2.s . Le seuil d'audition (masqué) se situait à 117-126 dB

pour le Grand dauphin, les niveaux SEL reçus ont donc été de 60-70 dB au-dessus du seuil (ou

91-98 dBp-p).

En résumé, pour des impulsions de 220 à 229 dBp-p appartenant aux deux catégories ci-

dessus, le grand dauphin a présenté une faible perte auditive dans un cas (explosifs simulés) mais

pas dans l’autre. Ces niveaux sont supérieurs de plus de 100 dB à son seuil auditif, et une fois

exprimés en SEL, ils sont de 60 à 70 dB supérieurs au même seuil. Dans les deux cas, le

masquage par un bruit de fond artificiel a induit une augmentation du seuil auditif et la

généralisation de ces résultats n’est pas possible. Les deux ensembles de résultats sur les effets

auditifs d’impulsions portant sur le Grand dauphin (Finneran et al., 2000 ; 2002) indiquent que des

valeurs pic-pic supérieures à 220 dB, ou encore supérieures de plus de 100 dBp-p et 60-70 dBSEL

au seuil auditif masqué n’ont pas provoqué de TTS significatif, mais semblent approcher ou

légèrement dépasser le seuil admissible.

• Pertes de sensibilité auditive (TTS) observées chez d’autres espèces

o Cas des impulsions

Finneran et al. (2000) donne des résultats de TTS après des explosions simulées pour un

Bélouga (Delphinapterus leucas), qui avait des seuils d’audition de 119-123 dB en moyenne. Mes

deux expositions les plus fortes (niveaux reçus de 220 et 221 dBp-p) ont provoqué une variation de

seuil d’audition de l’ordre de 2-4 dB pour le bélouga, jugée non significative selon le critère adopté

par les auteurs. Comme pour le Grand dauphin, les auteurs suggèrent que le masquage par un

bruit artificiel, en élevant le seuil auditif, a eu pour conséquence d’augmenter la résistance des

cétacés aux pertes auditives.

Pour le canon hydraulique, Finneran et al. (2002) ont constaté des MTTS pour le bélouga,

pour niveaux reçus supérieurs ou égal à 202 dBp-p, c’est-à-dire inférieurs de 20 dB au seuil



observé pour le Grand dauphin. Ce niveau est de seulement 85 dBp-p au dessus du seuil

d’audition (masqué) de l’animal.

Lucke et al. (2009) ont étudié les pertes TTS induites par des impulsions simples de type

« airgun » sur un Marsouin commun. La mesure des seuils auditifs a été réalisée par la méthode

électrophysiologique AEP. Les installations étaient localisées en milieu semi-ouvert à proximité

d’un port et étaient donc soumises à un bruit ambiant variable correspondant au trafic portuaire. Le

seul auditif était beaucoup plus élevé que celui estimé dans des cas antérieurs (Fig.44).

Figure 44 : Seuils d'audition du marsouin mesuré par AEP (Lucke et al., 2009).Triangles : seuils mesurés lors de cette étude.Autres symboles : audiométries issues d’étude antérieures.

A une fréquence d’audition de 4 kHz, les auteurs ont constaté un TTS de 8 dB pour un

niveau sonore reçu de 199,7 dBp-p ou une dose d’exposition (SEL) de 164,3 dB re1µPa2s. Avec

un seuil d'audition de 100-117dB, la valeur du niveau sonore provoquant ce TTS était de 83-100

dBp-p (ou 47-64 dB SEL au-dessus du même seuil). Des TTS de 21 dB ont été obtenus pour des

expositions légèrement plus fortes (Fig.45) : la croissance du TTS en fonction du niveau reçu a

donc été très forte dès que l'on a dépassé le niveau de 200 dBp-p.

La récupération de l'audition normale après l'insonification (relaxation du TTS) a été très

lente puisque 29 heures après, le marsouin n'avait pas encore retrouvé sa sensibilité initiale. Le

seuil d’audition élevé au départ suggère que le marsouin était soumis à un fort bruit de fond. Les

valeurs d’insonification entraînant des MTTS sont très faibles par comparaison avec des résultats

sur d’autres odontocètes : 83 dBp-p ou 45 dBSEL au dessus du seuil.



Figure 45 : Pertes auditives TTS à 4 kHz pour le Marsouin commun (Lucke et al., 2009).Seuils d’auditions (ordonnées) obtenus après expériences en fonction d’insonification exprimés soit en dBp-p (ovales) soit en niveau SEL (rectangles)

En résumé, pour des impulsions de 220 à 229 dBp-p appartenant aux deux catégories ci-

dessus, le Grand dauphin présente peu de perte auditive. Ces niveaux sont supérieurs de plus de

100dB à son seuil auditif. Le Bélouga, au contraire est plus sensible, puisqu’il montre une

tendance à un MTTS pour un niveau de 220 dBp-p (explosion) et un MTTS significatif pour un

niveau de 226 dBp-p (watergun). Avec un bruit de fond non contrôlé, le marsouin subit une perte

auditive pour un niveau de 200 dBp-p, valeur qui correspond à un niveau de moins de 100 dBp-p

au dessus de son seuil auditif.

Espèce Impulsion Seuil de TTS en niveau reçu Seuil de TTS rapporté auseuil auditif

marsouin commun Airgun < 200 dBp-p ou 164 dB SEL 83-100 dBp-p ou 47-64 dB SEL

grand dauphin Explosion > 220 dBp-p ou 177 dB SEL >102 dBp-p ou 59 dB SEL

grand dauphin Watergun > 229 dBp-p ou 187 dB SEL >112 dBp-p ou 70 dB SEL

bélouga Explosion ≥ 220 dBp-p ou 179 dB SEL ≥ 97 dBp-p ou 54 dB SEL

bélouga Watergun 220 dBp-p ou SEL 103 dBp-p ou 63 dB SEL

Tableau 25: Synthèse des insonifications et MTTS en sons impulsifs.

Le nombre d’expériences est réduit, et de plus toutes ont été réalisées dans des conditions

de bruit de fond élevé, et des mesures de TTS en quantité insuffisante. Les données issues de ces

tests semblent peu fiables. Les valeurs de 200 dBp-p ou 100 dBp-p effectif semblent pouvoir être

prises comme seuil indicatif pour éviter les TTS chez ces cétacés, avec précaution.

o Cas des sons non-impulsifs

Selon Schlundt et al. (2000), pour des sons simples de durée 1 s, un Bélouga a montré des

TTS pour des niveaux reçus variant entre 195 dB à 3 kHz et 200 dB à 20 kHz (Tab.24). Pour les



hautes fréquences, et aussi pour les très hautes fréquences (75 kHz), le Bélouga est moins

sensible, il n’a pas subi de TTS. A 20 kHz, les niveaux de 110 à 114 dB au-dessus du seuil auditif

ont provoqué des TTS significatifs aux fréquences de 20 à 40 kHz. Ces résultats justifient qu’un

niveau perçu de 100 dB soit retenu comme valeur seuil pour l’apparition des TTS. Cependant, les

conditions de ces expériences doivent inciter à de la prudence dans l’interprétation de ces

résultats : le seuil d’audition du cétacés était déjà très élevé en raison du masquage employé pour

stabiliser le niveau de bruit de fond lors des expériences (87 dB à 20 kHz, par ex.).

Fréquence Niveau reçu(dB rms)

TTS bélouga à lafréquence de

TTS bélouga rapportéau seuil auditif

3 kHz 160 à 202 pour 195 dB, 12 dB @ 4,5 kHz

10 kHz 180 à 197 pour 192 dB, 7 dB @ 20 kHz

20 kHz 180 à 201 pour 197 dB, 8 dB @ 40 kHz pour 110 dB, 8 dB @ 40k

Tableau 26 : Insonifications et MTTS des bélougas (d'après Schlundt et al., 2000).

Kastelein et al. (2013) ont effectué des expériences similaires sur un Marsouin commun,

dans un bassin avec peu de bruit de fond : l’animal a été soumis a un son modulé à bande étroite

de 154 dB de niveau sonore à la fréquence de 1,5 kHz, soit une dose sonore SEL de 190 dB

re1µPa2s. Les TTS mesurés 1 à 4 min après les insonifications étaient de 14 dB à 1,5 kHz et de 11

dB à 2 kHz. Comme la sensibilité audiométrique à 1,5 kHz était de 78 dB, le niveau reçu a été de

76 dB au-dessus du seuil, ou encore 112 dB SEL. Comme cette dose reçue a entraîné un TTS de

plus de 10 dB, on peut estimer que l’emploi d’une valeur de 100 dB SEL en valeur effective (au-

dessus du seuil d’audition) comme critère d’apparition des TTS est valable. Par ailleurs, Kastelein

et al. (2013) montrent que lors de ces expériences, les pertes auditives partielles ont duré près

d’une heure.

Dans une autre série d’expériences, les auteurs ont recherché les TTS provoqués par des

bruits blancs par octave à 4 kHz, fréquence pour laquelle le Marsouin avait une sensibilité auditive

de 60 dB, et pour des temps d’exposition variant de 7,5 à 240 min. Des seuils de TTS ont été

trouvés pour des doses sonores de 150 et 160 dB re1µPa2s (avec des niveaux reçus de 124 et

136 dB, respectivement, pour des expositions de 7,5 min). On a dans ces deux cas des doses

effectives de 90 et 100 dBSEL. Un TTS très important de 15 dB a été provoqué par une dose de

190 dB, correspondant à un niveau reçu de 148 dB pendant 240 min. On constate donc que la

valeur de 100 dBSEL au-dessus du seuil d’audition constitue ici aussi une référence utile pour

déterminer un risque de TTS, même si pour un niveau reçu plus faible, elle correspond déjà à un

TTS de 5 dB.

Popov et al. (2011) ont réalisé des expériences de fatigue auditive sur deux Marsouins du

Yangtsé (Neophocoena phocaenoides asiaeorientalis) avec des bruits par demi-octave entre 22,5

et 128 kHz, pour des durées d’exposition de 1 à 30 minutes et un niveau reçu de 150 dB re 1µPa.

La combinaison du niveau de pression sonore et des durées a conduit à des doses d’exposition de



168 dBSEL (1 min) à 183 dBSEL (30 min). En fonction des seuils d’audition aux fréquences du bruit

(75 dB à 22,5 kHz, 62,5 dB à 45 kHz, 62,5 dB à 90 kHz), les niveaux d’exposition ont été de 93 à

130 dBSEL au-dessus des seuils ; mais ces derniers ont été obtenus par méthode AEP et sont un

peu supérieurs aux valeurs réelles de sensibilité auditive. Les TTS mesurés ont été très importants

dans quasiment tous les cas, au moins 17 dB et jusqu’à 45 dB, avec des durées de récupération

pouvant excéder 20 heures. Popov et al. (2011) n’avaient pas comme objectif de rechercher les

seuils de TTS.

Le même type d’expérience a été réalisé sur deux Bélougas (Popov et al., 2013), mais en

adoptant un niveau sonore de 165 dB re 1µPa et des fréquences de bruit 11,2 à 90 kHz. L’objectif

était toujours d’observer les très forts TTS et leurs temps de récupération, donc les seuils

d’apparition des TTS n’ont pas été observés. En effet, pour le temps minimal d’insonification

(1 min) la dose d’exposition était de 183 dBSEL, soit entre 120 et 135 dB au-dessus du seuil

d’audition à la fréquence considérée (65 dB à 11,2 kHz, 60 dB à 22,5 kHz, 50 dB à 45 et 90 kHz).

Insonification Espèce Seuil de TTSrapporté au seuil

Référence

Son pur 20 kHz - 197 dB - 1 s Bélouga < 110 dB Schlundt et al., 2000

Bruit 11,2 kHz – 1 à 30 min – 165 dB Bélouga <<< 120 dB SEL* Popov et al., 2013

Bruit 22.5 kHz – 1 à 30 min – 165 dB Bélouga <<< 125 dB SEL* Popov et al., 2013

Bruit 45 kHz – 1 à 30 min – 165 dB Bélouga <<< 135 dB SEL* Popov et al., 2013

Son modulé 1,5 kHz - 154 dB Marsouin commun << 112 dB SEL Kastelein et al., 2013

Bruit blanc 4 kHz – 7,5 min – 124 dB Marsouin commun env. 90 dB SEL Kastelein et al., 2012

Bruit blanc 4 kHz – 7,5 min – 136 dB Marsouin commun env 100 dB SEL Kastelein et al., 2012

Bruit blanc 4 kHz – 240 min – 148 dB Marsouin commun <<< 130 dB SEL Kastelein et al., 2012

Bruit 22,5 kHz – 1 à 30 min – 150 dB Marsouin Yang-Tsé << 93 dB SEL* Popov et al., 2011

Bruit 45 kHz – 1 à 30 min – 150 dB Marsouin Yang-Tsé << 105 dB SEL* Popov et al., 2011

Bruit 90 kHz – 1 à 30 min – 150 dB Marsouin Yang-Tsé << 105 dB SEL* Popov et al., 2011

Tableau 27 : Insonifications et TTS pour 4 espèces en sons non-impulsifs.(*) mesuré par méthode AEP, donc certainement sous-estimé.

Au travers de ces exemples et des études réalisées sur le Grand dauphin (Tab.27), il

apparaît que le critère d’une dose de 100 dBSEL au-dessus du seuil d’audition, donc 100 dB effectif,

permet de séparer avec justesse la plupart des cas d’insonification : en-deçà de ce seuil, les

pertes auditives sont rares, et au-dessus, elles sont quasi-systématiques.

L’avantage évident de ce critère, même s’il est approximatif, est qu’il s’exprime en tenant

compte de la sensibilité auditive, d’une part, et en tenant compte de la durée des expositions,

d’autre part. On peut attribuer au critère des « 100 dBSEL » une précision de +/- 10 dB : à l’intérieur

de cette fourchette se trouve tous les cas de pertes auditives disponibles dans la littérature.



Au terme de notre examen bibliographique exhaustif, on sait que les pertes auditives

temporaires (TTS) surviennent quand les cétacés sont soumis à des intensités sonores fortes,

aussi bien en présence d’impulsions de type airgun ou explosion, qu’en présence de sons non-

impulsifs comme ceux des sonars.

Dans le cas des sons non-impulsifs, les seuils critiques au delà desquels se produisent les

TTS peuvent être exprimés en terme de dose d’exposition sonore SEL (en dB re1µPa2s), c’est-à-

dire la valeur équivalente à un niveau de pression sonore appliqué pendant une seconde : en deçà

d’un seuil de 100 dBSEL effectif (mesuré par rapport au seuil d’audition), il semble que les

odontocètes ne souffrent pas de TTS significatif. Pour chaque doublement de la durée

d’exposition, le niveau de pression sonore tolérable diminue de 3 dB, par exemple 97 dB effectif

pour 2 s, 94 dB pour 4 s, etc. Si l’exposition dure moins qu’une seconde, le niveau sonore tolérable

passe au dessus de 100 dB (par ex., 103 dB pour 0,5 s, etc.).

Dans le cas des impulsions, le critère de niveau tolérable est plus difficile à exprimer, à

cause de résultats expérimentaux insuffisants. Il semble qu’au delà d’un niveau de pression

sonore de 200 dBp-p ou encore de 100 dBp-p au dessus du seuil d’audition, il y ait un risque

d’apparition de TTS. En présence d’impulsions répétées, comme celles d’une prospection

sismique ou du battage de pieu, les expériences sur les cétacés ne fournissent pas d’indication sur

la démarche à adopter. La notion de dose d’exposition SEL a sans doute une utilité, mais elle n’a

pas été testée.



c) Effets observés lors d’expériences d’exposition contrôlée

Les expériences d’exposition contrôlée, ou CEE comme « controled exposure experiments »

ou encore « behavioral response studies », sont pratiquées depuis plus d’une décennie sur des

cétacés sauvages. Elles servent à mesurer les effets comportementaux provoqués par les

insonifications : variation de mouvement, changement d’activité ou de comportement acoustique,

modification du cycle de sonde.

Les effets comportementaux, ainsi que les sons reçus, sont mesurés grâce à une balise de

type DTag (Johnson & Tyack, 2003) qui est fixée sur l’animal avant l’exposition au son, grâce à

une ventouse. En général, on enregistre le comportement basal du cétacé pendant au moins un

cycle de sonde complet, avant de procéder à l’insonification. Puis on procède à la transmission

d’une ou plusieurs séquences du son en question. Ensuite, la balise est récupérée et les données

des capteurs sont déchargées sur un ordinateur. Dans l’idéal, la transmission de sons identiques

sur différents individus de la même espèce et sur différentes espèces permet de dresser un

tableau des effets comportementaux provoqués par un type de signal donné. La classification des

effets selon leur sévérité, en fonction du niveau sonore transmis aux cétacés, permet d’évaluer

l’impact comportemental de chaque catégorie de pollution sonore sur les différentes espèces.

Les effets comportementaux des insonifications concernent généralement un nombre

beaucoup plus grand de cétacés que les effets auditifs, car ils sont provoqués par des niveaux

sonores sensiblement plus faibles. Donc, en partant d’une source sonore de puissance donnée,

les effets comportementaux concernent des individus situés à des distances pouvant être 10 fois

ou 100 fois plus grandes que les effets de fatigue auditive (ou TTS). Selon leur sévérité, les effets

comportementaux ont donc un impact potentiellement plus fort que les effets auditifs, car ils

concernent un très grand nombre d’individus.

Par ailleurs, il ne fait aucun doute que les effets comportementaux découlent de la

perception du niveau sonore par un individu d’une espèce donnée : il faut convertir un « niveau

reçu » en un « niveau perçu » : dB perçu = dB reçu – seuil auditif (f) , ce qui nécessite de

connaître le seuil auditif de l’animal à la fréquence donnée. Il est donc très important de connaître

l’audiogramme de l’espèce en question pour évaluer la conséquence comportementale d’une

insonification donnée. Dans le cas où l’audiogramme du cétacé n’est pas connu, la prévision des

effets comportementaux est plus difficile, mais elle est encore possible de façon empirique si l’on

dispose de suffisamment d’exemples de perturbations observées.

C’est pour cette raison que les expériences de CEE ont connu un essor considérable ces

dernières années (programmes Bahamas BRS, 3S, SoCal) : parmi les espèces qui ont subi ces

expériences, il y en a un grand nombre pour lesquelles on n’a pas d’audiogramme. Ces

expériences sont nombreuses et les résultats ne sont pas tous publiés sous une forme facilement

utilisable. Néanmoins, les rapports d’étude permettent en général de recueillir des informations

précieuses sur les réactions des espèces aux insonifications (Tab.28).



Programme Espèce Référence

Bahamas BRS Globicéphale tropical – Mésoplodon deBlainville

BRS-07 Cruise Report (January 2008)

Bahamas BRS Globicéphale tropical – Mésoplodon deBlainville – Pseudorque - Péponocéphale

BRS 2008 Preliminary Report (October 2008)

B & BRS SoCal Rorqual bleu – Rorqual commun –Cachalot – Dauphin de Risso - Ziphius

SOCAL-10 Project Report (February 2011)

B & BRS SoCal Rorqual bleu – Dauphin de Risso -Ziphius

SOCAL-11 Project Report (March 2012)

B & BRS SoCal Cachalot – Dauphin de Risso – Rorqualbleu – Rorqual commun – Ziphius –Grand dauphin – Dauphin commun

SOCAL-12 Project Report (April 2013)

B & BRS SoCal SOCAL-13 Project Report

BRS 3S Norway Orque – Globicéphale noir - Cachalot SOI – Technical Report (August 2011)

BRS 3S-2011 Mégaptère – Petit rorqual 3S-2011 Cruise report – FFI-2011- 01289

BRS 3S-2012 Mégaptère – Rorqual commun 3S-2012 Cruise report – FFI-2012 - 02058

Tableau 28 : Différents programmes d’expériences d’exposition contrôlée.

Lors de ces expériences, des sons proches des signaux de sonar sont transmis, et les

réactions des cétacés varient depuis l’indifférence jusqu’à la fuite avec panique, dans quelques

cas. La gradation de ces effets comportementaux peut être organisée selon deux catégories

génériques, de sévérité croissante : (1) effet comportemental sans évasion de l’habitat, (2) réaction

d’évasion de l’habitat. Dans le premier cas, l’intensité sonore perçue provoque éventuellement des

variations de comportement ou d’activité, alors que dans le second le niveau sonore perçu est

intense au point d’obliger les cétacés à quitter la zone où ils se trouvaient.

Pour ce qui est des effets sans évasion, on propose deux niveaux de dérangement : (1)

l’activité est altérée mais se poursuit, (2) l’activité est interrompue. Pour ce qui est de l’évasion, on

propose trois modalités : (1) éloignement, vitesse lente et cohésion du groupe maintenue, (2) fuite,

vitesse rapide avec ou sans maintien de la cohésion, (3) panique, mouvement rapide et

incohérent, avec désordre dans le groupe.

Notre méthode de synthèse des résultats de CEE consistera à placer sur des graphes

(fréquence x niveau sonore) les points expérimentaux extraits des rapports d’étude. Sur ces

graphes, on aura porté également les audiogrammes des espèces, quand ils sont connus, ou des

groupes d’espèces (représentés par au moins une espèce). Pour ce qui concerne la Méditerranée,

deux espèces posent des problèmes : le Rorqual commun (pas d’audiogramme connu, ni pour

l’espèce, ni pour aucun mysticète), et le Cachalot (pas d’audiogramme, mais quelques points

AEP). Pour ces espèces, on aura recours à des audiogrammes synthétiques, forcément très

approximatifs. La comparaison des points expérimentaux de CEE et des audiogrammes permet

d’exprimer les différentes sévérités de réaction en fonction des niveaux sonores perçus.



Nous avons porté les résultats d’expériences CEE, en spécifiant la famille de cétacés, le

niveau approximatif reçu, la fréquence (en ne distinguant pas le type de signal, bruit ou son pur), la

classe de réaction, assortie d’une cotation de 0 à 5 :

- 0 pour une absence d’effet significatif

- 1 pour une altération d’activité avec maintien de l’activité

- 2 pour une interruption d’activité sans évasion

- 3 pour une évasion lente de type « éloignement »,

- 4 pour une évasion rapide de type « fuite »

- 5 pour une fuite avec panique.

C’est une échelle hiérarchique des sévérités, pas une véritable métrique.

expérience // signal famille niveau reçu fréquence réac tion S

S bw10-235a // mfa balénoptères 150-160 dB 3,5 kHz pas d'effet cycle de sonde 0

S bw11-214b // prn balénoptères 145 dB* 3,5 kHz pas d'effet 0

S bw11-220b // mfa balénoptères 135 dB 3,5 kHz légère modif cycle de sonde 1

S bw12-217 // prn balénoptères 150 dB 3,5 kHz pas d'effet 0

S bw12-292 // prn balénoptères 145 dB 3,5 kHz pas d'effet 0

S bp10-236b // mfa balénoptères 160 dB 3,5 kHz pas d'effet cycle de sonde 0

S bp12-217 // prn balénoptères 135 dB 3,5 kHz pas d'effet 0

S bp12-294 // prn balénoptères 135 dB 3,5 kHz pas d'effet 0

S mn12-289 // prn mégaptères 160 dB 3,5 kHz modification cycle sonde 1

B gma08-2909// prn gros delphin 140-150 dB 3,5 kHz peu d’effet 1

B gma08-2909// mfa gros delphin 140-155 dB 3,5 kHz activité alter 2

B gma08-2209// prn gros delphin 155 ? dB 3,5 kHz pas d’effet 0

B gma08-2209// mfa gros delphin 150 ? dB 3,5 kHz activité inter - évasion 3

N Gm 08 010 gros delphin 170 dB 1,5 kHz fuite + panique 5

N Gm 08 010 gros delphin 150 dB 6,5 kHz évasion 3

N Gm 08 154 gros delphin 160 dB 1,5 kHz fuite 4


N Gm 08 159 gros delphin 170 dB 1,5 kHz activité altérée 1

N Gm 08 159 gros delphin 156 dB 6,5 kHz activité altérée 1

N Gm 09 138 gros delphin 170 dB 1,5 kHz activité interrompue 2




N Oo 08 149 gros delphin 160 dB 1,5 kHz peu d'effet 1

N Oo 08 149 gros delphin 154 dB 6,5 kHz fuite + panique 5

N Oo 09 144 gros delphin 175 dB 1,5 kHz évasion 3

N Oo 09 144 gros delphin 150 dB 6,5 kHz fuite 4



B pc08-2609// prn gros delphin 150-160 dB 3,5 kHz activité inter - évasion 3

B pc08-2609// mfa gros delphin 150-155 dB 3,5 kHz activité inter - fuite 4

B pc08-2809// prn gros delphin 155-160 dB 3,5 kHz évasion 3

B pc08-2809// mfa gros delphin 145-155 dB 3,5 kHz évasion 3

S gg11-164a // mfa d.océaniques 140-145 dB 3,5 kHz pas d'effet (Gg en surface) 0

S gg12-209 // prn d.océaniques 135 dB 3,5 kHz pas d'effet 0

B pe08-2909 // mfa d.océaniques (140 dB) 3,5 kHz regroupemt - immobilisation 2

B md07-0209 // mfa ziphiidés 145 dB 3,5 kHz activité inter - évasion 3

B md08-2709 // prn ziphiidés 140-150 dB 3,5 kHz altération d'activité 1

S zc10-272a // mfa ziphiidés 110 dB 3,5 kHz dérangement prédation 1

S zc10-272a // mfa ziphiidés 135 dB 3,5 kHz interruption prédation 2

S zc11-267a // mfa ziphiidés 140 dB 3,5 kHz modif de la descente sonde 1

S bb12-267a // mfa ziphiidés 140 dB 3,5 kHz pas d’effet significatif 0

S pm10-242a // mfa cachalot 150-160 dB 3,5 kHz pas d'effet sur sonde 0

N Pm 08 152 cachalot 155 dB 1,5 kHz activité interrompue 2

N Pm 08 152 cachalot 145 dB 6,5 kHz pas de réaction 0


N Pm 09 141 cachalot 150 dB 6,5 kHz activité altérée 1





Tableau 29 : Différents points expérimentaux obtenus lors d’expériences de CEE.

(N= programme 3S Norway, B = programme BRS Bahamas, S= programme SoCal)



Réaction

-1

0

1

2

3

4

5

6

100 110 120 130 140 150 160 170 180 190

Niveau reçu

Sév

érité

Figure 46 : Réactions comportementales en fonction des niveaux reçus (d’après le tableau 29).

L’expression de la sévérité des effets (Tab.29) en fonction des niveaux reçus, toutes

fréquences confondues, n’apporte pas d’information intéressante (Fig.46), suggérant que ce sont

bien des niveaux perçus qu’il faut utiliser.

Réaction

R2 = 0.1995

-1

0

1

2

3

4

5

6

0 20 40 60 80 100 120

Niveau perçu

Sév

érité

Figure 47 : Réactions comportementales en fonction des niveaux perçus (d’après les courbesaudiométriques)

En portant les mêmes points expérimentaux en fonction des niveaux estimés perçus

(Fig.47), on s’aperçoit que le nuage de points est orientés dans un sens logique, avec une sévérité



de réaction accrue pour des niveaux perçus plus forts. On ne peut pas attendre une allure plus

précise compte-tenu d’une part de la nature hiérarchique de l’expression de la sévérité, et d’autre

part de l’imprécision des courbes audiométriques utilisées, en particulier celle qui concerne le

cachalot.

En ce qui concerne les impulsions de canons sismiques, des expériences d'exposition

contrôlée ont eu lieu dans le golfe du Mexique (Jochens et al., 2008), avec le taggage de 8

cachalots et l'insonification avec des canons pneumatiques, avec une pression de 14 bars et un

volume de 27 à 50 litres ; cette capacité correspond à des niveaux de sources calculés de 260

dBp-p @1m pour la bande 3-800 Hz (Miller et al., 2009). Les cachalots ont continué à chasser alors

qu'ils étaient exposés à des niveaux sonores de 135-160 dBp-p, par contre Miller et al. (2009) ont

observé que le taux de prédation des cachalots diminuait de 19% pendant l'exposition aux canons

pneumatiques. On peut donc affirmer que l’activité avait été altérée (sévérité 1) pour ce niveau

reçu.

Les expériences réalisées sur les mysticètes (Rorqual bleu, commun et Mégaptère) n’ont

pas été reportées sur le graphe sévérité de réaction = f(niveau perçu), car notre audiogramme

synthétique de mysticètes est trop peu fiable pour effectuer la transformation niveau reçu/niveau

perçu. Pour les fréquences de 3,5 kHz, des signaux de sonar reçus à 140-150 dB ne provoquent

en général pas de réaction chez ces mysticètes. On peut estimer que les niveaux perçus sont très

certainement inférieurs à 80 dB pour cette fréquence, chez les deux balénoptères.

Les expériences d’exposition contrôlée sont encore assez restreintes : elles ne traitent

pratiquement que des signaux de sonar à basse-moyenne fréquence, et peu d’espèces de petits

delphinidés. Néanmoins, ces résultats sont les seuls utilisables pour exprimer la sévérité des

dérangements en fonction des niveaux sonores. On peut ainsi proposer avec le graphe ci-dessus

(Fig.47) des seuils correspondants à chaque classe principale de réaction comportementale,

même si ces limites restent imprécises :

- pour des niveaux inférieurs à 60 dB, il y aurait peu de dérangements d’activité,

- pour des niveaux entre 60 et 75 dB, il y a peu d’évasions et beaucoup d’interruption d’activité,

- pour des niveaux entre 75 et 90 dB, il y a des interruptions d’activité, des évasions, des fuites,

- pour des niveaux supérieurs à 90 dB, il y a toujours évasion, fuite ou panique.

Il y a bien sûr des points expérimentaux qui ne collent pas à cette échelle ; même si l’on

augmentait le nombre d’expériences, on aurait encore une grande variabilité des réactions

observées en fonction des niveaux perçus. En effet, ces phénomènes comportementaux

dépendent de beaucoup de facteurs (contexte social, facteurs environnementaux, historique de la

transmission sonore). Donc, il ne faut pas attendre d’un seuil de niveau sonore qu’il définisse

précisément un seul type de réaction. Le seuil donne plutôt un ordre d’idée de ce qui peut se

passer lorsqu’une intensité sonore de niveau donné est perçue par un groupe de cétacés.

Les points expérimentaux disponibles pour les petits delphinidés sont encore trop peu nombreux.



d) Autres effets comportementaux observés

En dehors des effets comportementaux observés lors des programmes d’expériences CEE,

d’autres réactions ont été documentées lors d’émissions de sons intenses : une grosse base de

résultats existe pour ce qui concerne les prospections sismiques (Stone & Tasker, 2006),

également il y a plusieurs résultats intéressants sur les réactions provoquées par les plates-formes

pétrolières sur les mysticètes, en plus il y a plusieurs cas d’échouages multiples en lien avec des

sonars pour lesquels aucune lésion traumatique n’a été mise en évidence, donc qui relèveraient

simplement de phénomènes comportementaux. Contrairement aux expériences CEE, ces résultats

ne sont généralement pas assortis d’estimation des niveaux sonores reçus.

• Réactions constatées lors de prospections sismiques

Les prospections sismiques industrielles autour des îles Britanniques ont permis d’identifier

des réactions comportementales sur beaucoup d’espèces (Stone & Tasker, 2006), dont une

diminution du taux de détection due à l’évasion des cétacés à l’approche de la source sonore

(§.B.1d). Cette évasion est également mise en évidence par des graphes de comparaison des

distances d’observation des cétacés (Fig.48) : il y a une très forte augmentation des distances

minimales d’observation des petits odontocètes (marsouins et dauphins). Par exemple, à peine

20 % des petits odontocètes détectés sont vus à moins de 500 m du navire en cas de tir sismique,

contre environ 50 % en période d’inactivité des tirs. Les différences s’amenuisent à partir de 3 km

de distance. Ainsi une forte proportion des petits cétacés évacuent la zone qui se trouve à moins

de 500 m de la source41. La proportion de baisse de détection à courte distance est un peu

moindre pour les globicéphales, cachalots et mysticètes (Stone & Tasker, 2006).

Figure 48 : Augmentation des distances d’observation pour les petits odontocètes, entre unesituation de tir sismique (carré noir) et de non-activité sismique (triangle blanc).

41 En considérant un niveau de source de 255 dB, et un « abattement » de 20 dB dû à la directivité vers lebas des impulsions pneumatiques, on a des niveaux sonores de l’ordre de 195 dBp-p à la distance de 100 m



Une autre statistique qui permet de percevoir le phénomène d’évasion est celle portant sur

l’orientation des cétacés par rapport au bateau (ou de la source) : il y a une diminution d’un facteur

de 2,5 de la proportion des cétacés se rapprochant du navire, et multiplication par deux de la

proportion de cétacés s’éloignant du navire. Cette statistique est valable pour toutes les espèces à

l’exception du cachalot (Stone & Tasker, 2006).

Pour les tirs sismiques, McCauley et al. (2000) indiquent que pour des Mégaptères le niveau

suscitant une évasion est de l’ordre de 169-176 dBp-p (baleines en migration) ou de l’ordre de 155

dBp-p (baleines avec nourrisson au repos). Ces valeurs sont en accord avec des résultats plus

anciens (Richardson et al., 1995). Ces niveaux sonores provoquant l’évasion expliquent pourquoi

des mysticètes s’éloignent à plus d’un km d’un navire de prospection sismique.

Ces éléments, en accord avec notre §B.1d, suggèrent que le niveau sonore reçu de 160

dBp-p est intéressant pour définir le seuil d’évasion des mysticètes, y compris le Rorqual commun.

Avec Thompson et al. (2013), nous avons une indication pour un seuil de 170 dBp-p valable pour

les marsouins, et par extension aux petits odontocètes.

Rappelons que les seuils d’évitement/évasion cités pour des bruits à large bande et basse

fréquence, tels que les forages pétroliers, sont d’environ 115-120 dB pour des mysticètes comme

la baleine grise ou la baleine du Groenland (Richardson et al., 1995).

• Evasion ou fuite de dauphins face à des bruits de s onar

Les évasions de dauphins lors de transmission de sonars MF ou HF sont régulièrement

observés, mais pas souvent rapportées avec le formalisme scientifique, sauf pour quelques

événements qui ont conduit à un échouage massif de dauphins.

En premier lieu, on a le cas des dauphins d'Electre des îles Hawaii en juillet 2004 (Southall

et al., 2006) : un groupe important s’est rapproché de la côte au point de presque s’échouer.

L’intervention humaine a permis d’éviter l’échouage massif. D’après des calculs approximatifs

effectués après coup, des niveaux sonores de 138-149 dB d’un sonar à moyenne fréquence ont pu

conduire les dauphins à se réfugier dans cette baie peu profonde.

Un cas d’échouage atypique qui s’est produit en janvier 2005 en Caroline du Nord et qui

concernait en majorité 33 globicéphales semble être relié de près à la transmission d’un sonar à

moyenne fréquence de l’US Navy (Hohn et al., 2006). Certaines lésions dans les graisses

mandibulaires suggèrent que quelques individus auraient pu être blessés par les intensités

sonores, mais pas les autres. La grégarité est toujours un facteur aggravant les échouages.

Le cas des Dauphins communs de Cornouailles en 2008 se rapproche de l’événement de

Hawaii : un grand groupe s’est trouvé piégé dans un estuaire à cause d’un grand exercice naval ;

26 dauphins ont fini par s’échouer (Jepson et al., 2013). Il n’y a pas eu de calcul des niveaux

sonores, plusieurs sonars ayant été utilisés dans les 24 heures précédant le piégeage des

dauphins.



Le dernier échouage de ce type a été répertorié à Madagascar en mai 2008 et concerne à

nouveau des dauphins d’Electre qui se sont réfugiés dans une baie peu profonde et ont fini par

s’échouer peu à peu. D’après l’enquête menée, la cause la plus probable du piégeage du groupe

de dauphins a été une prospection océanographique utilisant un sonar multi-faisceaux de

fréquence 12 kHz.

Enfin, cette fois sur la côte Pacifique des USA, en 2003, plusieurs marsouins se sont

échoués morts ou vivants peu de temps après qu’un destroyer de l’US Navy ait parcouru le détroit

de Puget Sound en utilisant son sonar moyenne fréquence. Des orques ont également été

observées avec un comportement très inhabituel, pendant les transmissions sonar.

• Expériences en bassin sur un Marsouin commun

Kastelein et al. (2006 ; 2008) ont montré en bassin des zones d’évitement correspondant à

des niveaux perçus de 75-85 dB, pour des sons purs de différentes fréquences.

Ces quelques exemples démontrent qu’une réaction comportementale suffit à provoquer des

échouages massifs accidentels lors de l’emploi de sonars à moyenne et haute fréquence. Il y a de

nombreux cas d’échouages de cétacés vivants qui sont demeurés inexpliqués, mais qui pourraient

être dus à l’emploi sans précaution d’engins acoustiques puissants. La combinaison d’une forte

intensité sonore perçue par les cétacés et d’une configuration topographique favorable à un

piégeage du groupe sont les deux facteurs cruciaux. Une autre condition porte sur la durée

nécessaire de la transmission sonore : en effet, un groupe de delphinidés, se trouvant souvent à

plusieurs kilomètres d’un littoral, ne va pas s’échouer avant d’avoir parcouru la distance qui le

sépare de la côte. Par conséquent, une émission sonore puissante, mais brève, pourra provoquer

une fuite panique qui ne durera que quelques minutes, et donc qui ne sera pas suffisante pour

entraîner un échouage. La grégarité et des facteurs « psychologiques » propres aux espèces sont

également des facteurs à considérer : notons que les globicéphales, les péponocéphales, et

certains petits delphinidés comme D. delphis sont des candidats préférentiels aux échouages

accidentels dus aux sources sonores. Par contre, des espèces comme Tursiops truncatus ou

Orcinus orca ne semblent pas particulièrement vulnérables à ce type d’événement.

On observe que des petits delphinidés océaniques de l’espèce P. electra réagissent à un

niveau de 140-150 dB en se rapprochant dangereusement du rivage, alors que les expériences de

CEE (aux Bahamas) avaient montré qu’un niveau d’environ 135 dB à moyenne fréquence

provoquait une réaction de regroupement et d’immobilisation. Ces niveaux reçus correspondraient

à des niveaux perçus de l’ordre de 40 à 50 dB pour cette espèce. Mais des espèces telles que le

Dauphin de Risso semblent ne pas réagir à des niveaux reçus de 145 dB (environ 55 dB perçus).

Ainsi, en complément des résultats obtenus par CEE qui suggéraient peu d’interruption

d’activité en dessous d’un niveau perçu de 60 dB (mais avec une insuffisance de points



expérimentaux pour les petits delphinidés), nous prenons en compte un niveau seuil de 45 dB

perçus pour l’apparition de réactions comportementales chez certaines espèces.

e) Synthèse des effets des nuisances sonores

On peut classer les effets des pollutions sonores dans l’ordre d’une gravité croissante

(gravité considérée à l’échelle d’un individu et non à celle d’une population), en mettant en regard

les niveaux sonores reçus, les niveaux perçus ou des doses sonores accumulées, selon la

métrique qui est la plus adaptée au type d’effet considéré.

Notre synthèse de la littérature scientifique sur les effets des intensités sonores met en

évidence d’une part, les atteintes aux facultés auditives mesurés par des expériences en captivité

(principalement sur le Grand dauphin), et d'autre part, les effets comportementaux observés lors

de travaux en milieu naturel, avec ou sans CEE. Par ailleurs, la prévision des effets traumatiques

aigus et létaux observés indirectement sur des cétacés s’appuie sur des études expérimentales

non spécifiques menées dans le passé pour évaluer la résistance des mammifères aux explosions.

Si les trois catégories d’effets se produisent pour des ondes sonores impulsives et non-

impulsives, elles ne peuvent pas être prédites en utilisant les mêmes métriques.

- D’abord, les effets traumatiques aigus affectent différents organes surtout à la suite de

transitoires provenant d’explosions chimiques ou d’impulsions pneumatiques. C’est donc une

métrique basée sur des niveaux pic-pic reçus qui convient en premier lieu (dBp-p re1µPa), avec

une expression complémentaire basée sur un niveau d’énergie sonore reçue, qui permet de

prendre en compte la durée de l’impulsion (dBSEL re1µPa2.s).

- Pour les effets auditifs, pertes permanentes PTS, ou pertes temporaires TTS, les seuils

peuvent être exprimés en niveau d’exposition sonore perçue SEL pour tenir compte de la durée de

l’insonification (dBSEL re1µPa2.s). Pour une durée de 1 seconde, le niveau d’exposition (en dBSEL)

est égal au niveau de pression sonore, et pour chaque doublement de la durée d’exposition, à

niveau d’exposition égal, le niveau de pression diminue de 3 dB. Pour les sons impulsifs uniques,

une métrique complémentaire est basée sur les niveaux pic-pic perçus (dBp-p re1µPa).

- Pour les effets comportementaux, ce sont des niveaux sonores perçus qui doivent servir de

métrique à la prévision de la sévérité des réactions, en valeur pic-pic pour les impulsions, et en

valeur efficace pour les sons stationnaires. Une égalité de niveaux perçus ne signifie pas des

réactions de sévérité égale pour des sons de différentes fréquences, car une perception auditive

égale ne signifie pas que la gêne (notion psychologique) ou la peur, et par conséquent la réaction,

soit la même. Le niveau perçu est une métrique plus adéquate que le niveau sonore reçu.

Avant d’exprimer une gradation des effets (Tab.30), il faut rappeler que la précision d’une

telle prévision ne peut pas être bonne, en raison de la variabilité inter-individuelle dans la

perception des sons, et des éléments contextuels qui échappent aux descriptions expérimentales

qui ont été réalisées. Ainsi, la précision des seuils exprimés ici est en général moins bonne que +/-

10 dB.



Sons non-impulsifs ImpulsionsPerturbation seuil niveau

perçuseuil niveau

reçuseuil niveau

perçuseuil niveau

reçu Dérangement léger sans évasion 40 à 60 dB so ? so

Interruption d’activité à évasion 60 à 75 dB so ? so

Evasion lente à fuite 75 à 90 dB so 70-80 dBp-p ? mysticètes160-170 dBp-p

Fuite avec ou sans panique > 90 dB so ? so

Perte temporaire d’audition 100 dB SEL so 100 dB p-p

70 dB SEL

220 dB p-p

Perte définitive d’audition 115 dB SEL so 115 dB p-p 235 dB p-p

Croissance des micro-bulles d’azote so > 190 dB so ?

Risque de traumatisme aigü létal so > 220 dB so > 230 dBp-p

Tableau 30 : Gradation des effets induits par les pollutions sonores (à partir de résultats relevés enbassin et en liberté sur plusieurs espèces).

(so = sans objet ; SEL en re1µPa2.s ; autres niveaux en dB re1µPa)

Commentaires du tableau

° des perturbations peu sévères (altérations d’activité, regroupement) peuvent apparaître pour

des niveaux perçus de 40 à 60 dB ;

° des dérangements significatifs (interruption d’activité, voire évasion) interviennent pour des

niveaux perçus de 60 à 75 dB , voire moins pour les petits delphinidés et petits ziphiidés ;

° des dérangements sévères de type interruption d’activité, évasion ou fuite interviennent pour

des niveaux de 75 à 90 dB perçus, variabilité selon les espèces et le contexte ; pour les séries

d’impulsions, 160 dBp-p reçu provoquent l’évasion de mysticètes et 70 à 80 dBp-p perçu

provoquent l’évasion de marsouins et petits delphinidés ;

° des évacuations de type fuite interviennent des niveaux perçus supérieurs à 90 dB avec un fort

risque de panique ;

° pour les sons non-impulsifs, très peu de TTS ont été observés avec des doses inférieures à

100 dBSEL ; le critère de TTS pour les impulsions est de 100 dBp-p pour une impulsion unique

ou de 70 dBSEL, mais il y a trop peu d’expériences réalisées pour que le critère soit utilisable,

surtout dans le cas de séries d’impulsions multiples ;

° le critère de PTS retenu ici est le seuil provoquant un TTS significatif (supérieur à 6 dB),

augmenté de 15 dB, valeur aboutissant à des TTS persistants ; il y a donc une marge de

sécurité de plusieurs décibels par rapport aux véritables pertes d’audition définitives ;

° d’après les expériences, une croissance des bulles peut intervenir dès 190 dB dans un tissu

sursaturé en azote, et 210 dB dans le cas de tissus non sursaturés ;



3) Typologie retenue pour la gradation des effets d es nuisances sonores

L’impact des nuisances sonores sur les cétacés se décline selon une échelle qui est

généralement une fonction de l’intensité des nuisances sonores auxquelles les individus sont

exposés. Les effets ne sont pas fondamentalement différents de ceux qui sont observés chez les

humains et chez les mammifères terrestres : allant de la gêne légère jusqu’à la surdité

permanente, ou pour des sons extrêmement forts, à des lésions aigües aux cavités aériennes de

l’organisme. Certains effets comportementaux sont par contre spécifiques aux cétacés, et ont des

conséquences parfois mortelles : pour des niveaux sonores perçus modérés ou assez forts, et en

présence d’une topographie défavorable (proximité d’une côte ou d’une baie piègeante), les

cétacés peuvent s’échouer vivants, puis mourir. Par ailleurs, certains cétacés plongeurs profonds

comme les ziphiidés sont vulnérables à des accidents de décompression lorsqu’ils sont obligés

d’interrompre leur cycle de sonde complexe, à la suite de niveaux sonores excessifs. Des

embolies gazeuses et graisseuses ont été diagnostiquées à plusieurs reprises à la suite

d’échouages atypiques liés à des exercices de sonars militaires.

La gradation des effets des nuisances sonores sur les cétacés doit donc prendre en compte

les deux aspects des phénomènes cités ci-dessus : d’une part, une sévérité croissante des effets

pour des niveaux sonores reçus ou perçus de plus en plus forts ; d’autre part, des effets

potentiellement mortels découlant de conséquences comportementales à des niveaux sonores

modérés à assez forts.

a) Rationalité fondamentale de l’approche

Notre approche vise à prévoir l’impact d’une pollution sonore sur un peuplement de cétacés

en déterminant les effets subis par les individus des différentes espèces, en fonction de leur

distance par rapport à la source au moment où celle-ci émet et pendant le temps où elle émet.

L’approche est possible à partir de la connaissance des paramètres de la source (puissance,

fréquence, cycle d’émission) et de sa localisation dans l’espace et dans le temps. L’aspect

temporel est très important car dans la plupart des régions et notamment en Méditerranée nord-

occidentale, le peuplement de cétacés varie en fonction de la saison, voire même en fonction du

moment de la journée.

L’approche est proposée dans un cadre quasi-statique : elle établit les effets provoqués par

les intensités sonores au moment de l’émission de la source et dans les secondes qui suivent. Elle

prévoit les mouvements d’évasion provoqués par les intensités sonores, mais ne prend pas en

compte ces mouvements pour la détermination des niveaux sonores suivants, et donc pour

l’intégration des effets produits à l’échelle de plusieurs minutes ou plusieurs heures.

La rationalité de cette étude reprend celle qui avait été exposée par Gannier & Mifsud

(2011), en intégrant dans la synthèse de l’état de l’art issue des nombreuses connaissances

nouvelles publiées depuis 2010 :



- nouveaux audiogrammes de cétacés,

- nouveaux travaux sur les pertes auditives provoquées par les sons,

- nouveaux résultats d’expériences d’exposition controlée,

- nouvelles publications sur la problématique de l’effet des pollutions sonores sur les cétacés

Notre analyse a mis en évidence l’importance de l’expression des niveaux sonores en terme

de perception du son par les cétacés, aussi bien pour les principaux effets auditifs, que pour la

plupart sinon la totalité des effets comportementaux. La connaissance des audiogrammes est donc

un pré-requis pour toute évaluation de l’impact des nuisances sonores. En Méditerranée, les

audiogrammes sont connus grâce à des expériences pour 5 des 8 espèces communes du

peuplement, expériences réalisées à au moins une reprise dans des conditions satisfaisantes sur

un individu de l’espèce en question. Pour le Ziphius, on peut utiliser un audiogramme de

Mésoplodon de Blainville (Pacini et al., 2011) : du fait de l’écologie et de la taille voisines des deux

espèces, ainsi que de la similarité des répertoires vocaux, l’approximation est valable. Pour le

Cachalot, le problème est plus difficile, mais Ridgway & Carder (2001) ont obtenu une allure de

sensibilité auditive grâce à une expérience électro-physiologique sur un nourrisson. Un

raisonnement et quelques calculs nous permettront de proposer un audiogramme synthétique

approximatif pour cette espèce. Enfin, pour le Rorqual commun, la juxtaposition d’un raisonnement

fondé sur le bruit de fond en milieu marin et des travaux de modélisation mécanique de l’oreille

moyenne (Tubelli et al., 2012) permettent de proposer également un audiogramme synthétique.

Dans les deux derniers cas, évidemment, la précision n’est pas bonne.

Parmi les effets les plus dangereux des pollutions sonores sur les cétacés, il y les lésions

aigües sur des organes aériens ou auditifs causées par les contraintes mécaniques provoquées

dans les tissus par les ondes de choc ou les impulsions sonores de niveau extrêmement fort. Cette

catégorie d’effets souvent létaux découle d’une métrique des niveaux reçus, contrairement aux

précédentes. Avec les sources sonores connues, de tels effets ne peuvent se produire que si les

cétacés se trouvent à courte distance de la source au moment où elle commence à émettre.

D’autres réactions létales peuvent être provoquées par des niveaux sonores moindres, sur la

base d’effets comportementaux (obéissant à la métrique des effets perçus) ayant des

conséquences graves, comme un échouage vivant ou un accident de décompression.

La prévision des effets des pollutions sonores doit donc intégrer un ensemble de

phénomènes complexes, lésions aigües, fatigue auditive, réactions comportementales, et qui se

combinent parfois, pour aboutir à la détermination des conséquences variées sur les individus

exposés, allant de la mort à une légère altération de l’activité des cétacés. Il est important de

hiérarchiser d’abord les différents niveaux de perturbation.



b) Les différents niveaux de perturbation

On établit ici les différents niveaux de perturbation en les hiérarchisant en fonction de leurs

conséquences vitales sur un individu ou un groupe d’individus. Cette hiérarchie n’est pas

forcément celle que l’on établirait en prenant pour base une « population » : par exemple, vue à

l’échelle d’une population, la mort brutale d’un individu est peut-être moins grave que le

déplacement de plusieurs centaines de cétacés à l’écart d’une aire favorable à la nutrition, pendant

des semaines.

On propose une hiérarchie des perturbations comprenant 5 niveaux :

- effet critique : pollution sonore conduisant à la mort d’un ou plusieurs individus,

- effet sévère : pollution sonore diminuant les facultés vitales d’un ou plusieurs individus,

- effet répulsif : pollution sonore conduisant des cétacés à quitter leur habitat favorable,

- effet significatif : pollution sonore diminuant l’efficacité d’une activité vitale des cétacés,

- effet non significatif : pollution sonore ressentie mais ne provoquant pas d’effet significatif.

Dans l’idéal, cette hiérarchie des effets serait liée de manière directe à une échelle

croissante des niveaux perçus et reçus. En réalité, c’est un peu plus compliqué, en raison de

couplage entre effets comportementaux et physiques, et des conséquences possibles des

évasions, comme les échouages.

• Pollution sonore conduisant à la mort d’un ou plusi eurs individus

La mort de cétacés à la suite de niveaux sonores élevés peut survenir selon différents

scénarios (Fig.49), directs ou indirects :

(1) le cétacé meurt sous l’effet d’une intensité extrêmement forte, immédiatement (sous

l’effet d’une lésion aigüe), ou plus tard (sous l’effet d’une incapacité permanente, comme une

surdité définitive). Ces effets graves découlent de niveaux reçus excessifs (lésions variées,

embolie provoquée par une diffusion gazeuse), ou de doses perçues excessives (PTS)

(2) le cétacé subit une lésion grave, comme une embolie gazeuse ou graisseuse, en raison

d’une réaction comportementale provoquée par un niveau perçu trop élevé (cas de l’accident de

décompression chez les ziphiidés)

(3) le cétacé subit une diminution prolongée de certaines de ses facultés (comme un TTS) ,

sous l’effet de doses sonores perçues excessives, qui le conduit à s’échouer vivant ; juste avant

l’échouage, son pronostic vital n’était pas engagé

(4) le cétacé, ou le groupe, est conduit à une évasion sous l’effet de niveaux perçus

excessifs ; dans un contexte géographique particulier, cette évasion aboutit à un échouage vivant,

avant lequel, le pronostic vital n’était pas engagé

Ces conséquences critiques peuvent être évitées en s’assurant que les cétacés sont absents

d’une zone critique (Z1) entourant la source et dont les limites sont déterminées par les niveaux

perçus ou reçus correspondant aux cas (1) et (2) ci-dessus. Ce risque critique est équivalent au

« level-A catch » des réglementations US.



Figure 49 : Scénarios pouvant conduire à la mort de cétacés en raison d’une insonification.

• Pollution sonore diminuant les facultés vitales des individus

Dans cette catégorie, on a principalement les diminutions temporaires de facultés auditives

ou TTS, qui sont provoquées par des doses sonores perçues supérieures à des seuils qui ont été

déterminés par expérimentation (§B.2). Ces pertes de sensibilité auditive affectent surtout la bande

de fréquence immédiatement supérieure au bruit de la source sonore (par ex, entre 3,5 et 7 kHz si

c’est un sonar à 3,5 kHz qui a provoqué le problème). Si les insonifications sont voisines des seuils

d’apparition du TTS, les pertes durent quelques minutes, mais si la dose sonore est plus forte, les

pertes d’audition peuvent se prolonger plusieurs heures.

Même si le TTS n’affecte pas toute la bande audible du cétacé, il détériore la faculté

essentielle de l’individu à entendre ses conspécifiques, des prédateurs éventuels, ou des proies,

ou encore une menace quelconque. Il y a des cas également où le TTS peut diminuer la capacité

d’écholocalisation d’une espèce, lorsque la source est à une fréquence un peu inférieure à la

bande de fréquence utilisée par l’odontocète pour la détection.

Ces conséquences sévères peuvent être évitées en s’assurant que les cétacés sont absents

d’une zone d’insécurité (Z2) entourant la source et dont les limites sont déterminées par les doses

perçues correspondant au risque de TTS. Ce risque est équivalent au « level-B catch » des

réglementations US.

• Pollution sonore conduisant les cétacés à quitter u n habitat favorable

Mis à part lorsqu’ils sont en voyage entre deux habitats favorables, circonstances dans

lesquelles ils empruntent des routes quand même proches de leur habitat fondamental, les



cétacés sont localisés dans des sites où leur activité de prédation est optimisée, ou bien leur

activité de reproduction (accouplement, mise-bas, élevage des jeunes), ou bien encore où ils sont

le plus en sécurité possible vis-à-vis des prédateurs.

Par conséquent, si les forts niveaux sonores provoquent une évasion des cétacés en dehors

du site qu’ils ont choisi, cela implique toujours un coût écologique. Ce coût peut être

éventuellement estimé, assez facilement si les cétacés ont dû interrompre leur activité de

nourrissage. En effet, le déplacement forcé des cétacés peut dans certains cas empêcher la

poursuite de leur prédation, les proies étant souvent distribuées de façon hétérogène.

Enfin, il y a d’autres raisons pour lesquelles une évasion peut avoir des conséquences

fortes : s’il s’agit d’une fuite prolongée, qui peut aboutir à l’éclatement d’un groupe au détriment de

nourrissons, ou de couples mère-nourrisson, exposant ces individus à des dangers

supplémentaires, voire à la mort, s’il s’agit de nouveau-nés incapables de rejoindre leur groupe.

Dans un contexte géographique défavorable (baie fermée), une fuite prolongée peut aussi

provoquer un échouage massif, avec mort probable des individus ; on se retrouve dans le

scénario 4 ci-dessus (Fig.49).

La zone correspondant à ces risques de gravité variable est appelée zone d’évasion (Z3).

Dans le cas de sources très puissantes, elle s’étend à des distances importantes car elle

correspond à des niveaux sonores perçus relativement modérés.

• Pollution sonore diminuant l’efficacité d’une activ ité vitale des cétacés

On est ici dans le cas où les cétacés subissent les niveaux sonores sans chercher à

s’évader de la zone : soit parce que le niveau perçu n’est pas excessif, soif parce qu’il à un

caractère intermittent et prévisible, les cétacés préfèrent demeurer dans un site favorable et

continuer leur activité. Cependant, on mesure des variations de comportement qui traduisent une

gêne, comme une séquence de respiration modifiée, ou un cycle de sonde raccourci, ou un

nombre de proies capturées plus faible. Il y a donc un impact de la pollution sonore sur les

cétacés, significatif, mais il est assez faible si la pollution sonore ne se prolonge pas pendant des

semaines ou des mois.

La zone correspondant à ces altérations de comportement est appelée zone de gêne (Z4).

Elle s’étend souvent à des distances de plusieurs dizaines de kilomètres car elle correspond à des

niveaux sonores perçus modérés.

• Pollution sonore ressentie ne provoquant pas d’effe t significatif

En deçà d’un certain niveau, la source sonore devient un élément du bruit de fond dans la

région. S’il n’y a pas d’effet significatif auditif ou comportemental, la source sonore contribue à

l’élévation du niveau de bruit ambiant ; elle peut donc entraîner un masquage supplémentaire des

communications des cétacés. Certains effets peuvent être mesurés, comme une élévation du

niveau des appels des cétacés, ou une modification de leur rythme ou de leur fréquence. L’impact



de la pollution sonore peut être qualifié de léger ou de non significatif. Les niveaux sonores

émanant de la source se propagent à des distances d’autant plus grandes qu’ils sont à basse

fréquence.

La zone correspondant à ces effets légers est appelée zone de perception (Z5). Elle s’étend

souvent à des centaines de kilomètres autour de la source.

Figure 50 : Zonage des perturbations encourues par les cétacés au cours d’une insonification.

Une bonne partie de la démarche de prévision des impacts consiste à dimensionner ces

différentes zones.



C\ Résultats

La prévision des impacts des nuisances sonores sur les cétacés (et aussi les autres

mammifères) s’appuie nécessairement sur quatre ensembles d’éléments, outre bien sûr la

connaissance des caractéristiques de la source sonore :

o la nature du peuplement de cétacés insonifié (diversité et densité du peuplement), ainsi

que les éléments comportementaux attachés à chaque espèce, en particulier ceux

touchant aux cycles de plongée, et aux vitesses de déplacement,

o les énergies sonores reçues par les cétacés, telles qu’elles sont déduites par l’application

d’un modèle de propagation sonore aux sons issus de la source,

o les caractéristiques de sensibilité acoustiques des cétacés, ou audiogrammes, qui

permettent de déterminer quels sont les niveaux sonores perçus par chaque espèce,

o un modèle de prévision des effets produits par les énergies sonores perçues et reçues par

les cétacés.

Il s’agit donc d’une affaire complexe. Au départ, il est parfois extrêmement difficile d’obtenir

les caractéristiques acoustiques précises d’une source sonore puissante, pour les engins

militaires, mais pas seulement. Même si les éléments sur la nature du peuplement ne sont pas le

sujet précis de cette étude, on sait qu’ils ne sont pas forcément aussi précis qu’il serait

nécessaire42.

Pour ce qui concerne la propagation, l’application d’un modèle est un domaine en soi : des

ouvrages et des logiciels permettant de résoudre plus ou moins précisément le problème

complexe de la propagation existent, les logiciels étant le plus souvent utilisables par des

spécialistes. La propagation du son en milieu marin est un phénomène très sensible aux

conditions physiques régnant dans le milieu au moment de la transmission des sons par la source,

en particulier dépendant de la nature du fond, de l’état de la surface de la mer, et surtout de la

structure verticale de densité de la colonne d’eau (Urick, 1975). La prise en compte correcte de la

bathycélérimétrie43 dans l’eau conditionne la bonne détermination de la propagation et donc des

niveaux reçus ; celle-ci peut-être obtenue grâce à des relevés climatologiques disponibles dans

certaines bases de données, ou même par des mesures in situ. A l’aide de la bathycélérimétrie, un

logiciel spécialisé permet de déterminer la propagation du son depuis la source jusqu’au récepteur

(dans notre cas, les cétacés). A défaut d’approche sophistiquée de ce type, il est possible d’avoir

une approximation de la propagation sonore en utilisant simplement la loi sphérique : pour cette

étude, c’est cette solution simplifiée qui est adoptée, car le travail sur la propagation du son dans

l’eau n’est pas au coeur de notre recherche (cet aspect est développé par les industriels du

secteur).

42 Ils peuvent être obtenus par Pelagos à partir des multiples études réalisées depuis une vingtaine d’années



La prévision des effets en fonction des énergies sonores reçues ou perçues est au coeur de

notre problématique : la mise en oeuvre de l’approche présentée au chapitre précédent demande

la transformation des niveaux reçus en niveaux perçus, à l’aide d’audiogrammes qui sont

disponibles ou qui seront développés. Ensuite, la prévision des impacts est une application de la

synthèse bibliographique que nous venons de réaliser, chaque catégorie d’impact étant reliée à

des seuils ou à des fourchettes de niveaux sonores.

Notre modèle de prévision des effets découle de l’examen des résultats expérimentaux

(§B.2). Il reprend les principes exposés lors de la publication d’un travail antérieur (Gannier &

Mifsud, 2011), mais avec des évolutions rendues possibles par les nombreuses publications

récentes.

Figure 51 : Problématique de la prévision de l’impact d’une insonification sur les cétacés.

43 Profil d’évolution verticale de la célérité du son dans la colonne d’eau



1) Proposition d'un modèle de prévision des effets

Le modèle de prévision des effets découle directement de la typologie définie plus haut

(§B.3), qui organise les effets de sévérité croissante (de la perception sans dérangement de la

nuisance sonore à la lésion immédiatement létale) en fonction des niveaux sonores perçus, pour

ce qui est des effets comportementaux, des doses sonores perçues, pour ce qui est des effets

auditifs, et des niveaux sonores reçus, pour ce qui est des conséquences physiologiques non

auditives.

Le modèle proposé définit les effets de manière qualitative, en fonction de seuils sonores

atteints ou dépassés, et non quantitative : par exemple, le dépassement d’un seuil de dose sonore

donnée entraîne un risque de perte auditive temporaire (TTS)44, mais le modèle ne détermine pas

l’étendue et la durée de celle-ci. Ou bien, le modèle prévoit un risque d’évasion, mais ne détermine

pas la vitesse de l’évasion.

Dans bien des cas, les effets des sons non impulsifs et impulsifs obéissent à des métriques

très similaires, les unes étant exprimées en niveau sonore efficace (dBrms), et les autres en

niveau sonore pic-pic (dBp-p). Dans le cas des pertes de sensibilité auditive, les deux métriques

sont exprimées en niveau d’exposition sonore, mais qui ne se calculent pas de la même façon.

Cependant, nous préférons séparer la présentation du modèle de prévision pour les deux

catégories de bruit : les niveaux de connaissance ne sont pas les mêmes (plus d’expériences ont

été réalisées pour les sons non impulsifs), et on utilise un modèle de prévision dans un cas

particulier, qui appartient à l’une ou l’autre des deux catégories de sons.

De plus, la compréhension du problème est parfois ardue, sans qu’il soit besoin de la

complexifier en présentant les deux cas de figure à la fois.

44 Un modèle quantitatif donnerait la valeur du TTS en dB (par ex 20 dB) et sa persistance dans le temps.



a) Variante pour les sons non-impulsifs

Cette variante du modèle s’applique pour les sons non-impulsifs : bruits à spectre continu

(cavitation d’hélice), bruits à bande large (forage, dragage), sons à bande étroite (certains sonars),

sons quasi-purs simples ou légèrement modulés (sonars).

Les niveaux seuils indiqués sont forcément approximatifs (précision visée meilleure que +/-

10 dB) et pour les risques les plus graves (1 et 2), ils sont plutôt « conservatifs », mais

l’imprécision peut jouer dans les deux sens.

Par rapport à la synthèse sur les effets des pollutions sonores ($B.2), nous regroupons

maintenant les différentes catégories d’effet en 5 niveaux de risque, pour lesquels la majorité des

seuils sont définis avec les métriques de niveaux sonores ou dose d’exposition perçus. Pour cette

raison, les seuils sont exprimés à l’aide de données expérimentales réalisées sur des odontocètes.

Plusieurs effets comportementaux ont été récemment mesurés sur des mysticètes, avec en regard

les niveaux sonores reçus.

Type de Perturbation Risqueseuil enniveauperçu

seuil enniveaureçu

Remarques

Risque de traumatisme aigü létal > 220 dB à qqs m de sonars très puissants

Croissance des micro-bulles d’azote > 190 dB 210 dB si les espèces ne sont pasdes plongeurs profonds

Perte définitive d’audition PTS

critique

zone

Z1 115 dBSEL

critère n’ayant jamais été validéexpérimentalement sur les cétacés

Perte temporaire d’audition TTS insécuritézone Z2

100 dBSEL

critère validé par des expériencessur les petits/moyens odontocètes

Fuite avec ou sans panique > 90 dB peu observé expérimentalement

Evasion lente à fuite

évasion

zone Z3 75 à 90 dB la vitesse d’évasion est variable

Interruption d’activité à évasion 60 à 75 dB

Dérangement léger sans évasion

gêne

zone Z4 40 à 60 dB

trop peu de données pour fixerdes bornes aux différents types deperturbation

Perception sans effet mesurable zone Z5 < 40 dB

Tableau 31 : Niveaux sonores pour les différentes catégories d’impact dans le cas de bruits nonimpulsifs.

• Le risque létal et la zone critique

Pour ce type de risque, les lésions traumatiques aux tissus autour des cavités aériennes

sont liés à des niveaux reçus > 220 dB, rencontrés à quelques mètres des sonars les plus

puissants (par ex, 230 dB de niveau de source). Par contre le risque de diffusion gazeuse

(croissance des micro-bulles d’azote) dans le sang existe à partir de niveaux reçus de 190 dB pour



des cétacés sursaturés en azote, et de 210 dB pour les autres. Le niveau de 190 dB correspond à

une distance critique d’une centaine de mètres d’un sonar puissant.

Le risque de perte auditive définitive correspond à des doses d’exposition de 115 dBSEL (re

1µPa2.s) perçues. Par exemple, pour un cétacé ayant une sensibilité auditive de 65 dB à la

fréquence de la pollution sonore, cela donne une dose reçue de 180 dBSEL. Cette dose est

l’énergie reçue à une distance d’environ 300 m suite à une transmission d’une seconde (niveau

sonore de 180 dB) d’un sonar très puissant. Nous aurions dans ce cas virtuel une zone critique

circulaire de 300 m de rayon. Si le son durait 4 sec, le niveau sonore de 174 dB reçu

correspondrait à un cercle de 630 m de rayon.

• Le risque de TTS et la zone d’insécurité

Ce type de risque est documenté pour les petits et moyens odontocètes et correspond à une

dose perçue supérieure à 100 dBSEL (re 1µPa2.s), ce seuil a un caractère approximatif. Dans le cas

de sons transmis selon un cycle comportant des temps de repos (cas de tous les sonars), le seuil

est « pessimiste » en considérant les temps d’émission mis bout à bout sur l’ensemble du cycle, et

il est « optimiste » si l’on ne considère que le temps de transmission d’un « chirp ».

Par exemple, pour un cétacé ayant une sensibilité auditive de 65 dB à la fréquence de la

pollution sonore, cela donne une dose reçue de 165 dBSEL. Cette dose est l’énergie reçue à une

distance d’environ 1800 m suite à une transmission d’une seconde (niveau sonore de 165 dB) d’un

sonar très puissant. Nous aurions dans ce cas virtuel une zone d’insécurité circulaire de 3,5 km de

diamètre. Si le son durait 4 sec, le niveau sonore de 159 dB reçu correspond à un cercle de 7 km

de diamètre. La zone d’insécurité définie par ce risque est vaste, dans le cas d’engins puissants.

• Le risque et la zone d’évasion

Le risque d’évasion dans ses différentes modalités (éloignement, évasion rapide, fuite avec

panique) est présent pour une large fourchette de niveaux perçus, entre 75 et 100 dB de niveau

sonore. Le point commun est que les cétacés quittent la zone insonifiée à ces niveaux. Dans le

haut de la fourchette on a les comportements de fuite rapide, avec panique, avec les risques

inhérents pour les individus vulnérables d’un groupe. Dans le bas de la fourchette, on a les

évasions avec des vitesses plus ou moins soutenues, allant d’un rythme normal de voyage, à une

allure rapide, non soutenable sur le long terme. Dans la zone des forts niveaux perçus, on peut

éventuellement observer des comportements différents « d’évasion », comme des cétacés tentant

de maintenir la tête hors de l’eau pour échapper au bruit intense. En général, ces niveaux forts ont

pour conséquence des comportements aériens visibles.

L’évasion est également possible pour des niveaux perçus inférieurs à 75 dB, selon le

contexte social, écologique, et la psychologie de l’espèce en question. On ne doit pas imaginer les

réactions comme homogènes, même pour une espèce donnée ; pour un niveau perçu donné, la

réaction comportementale d’un groupe de cétacés se situe sur une palette.



Pour un cétacé ayant une sensibilité auditive de 65 dB à la fréquence de la pollution sonore,

le niveau perçu de 90 dB correspond à 155 dB reçu, soit une distance d’environ 5500 m dans le

cas d’un sonar très puissant (230 dB de niveau de source). Un niveau perçu de 75 dB correspond

lui à un niveau reçu de 140 dB, soit une distance de 30 km environ. Nous aurions dans ce cas

virtuel des zones d’évasion très étendues, correspondant à de nombreux groupes de cétacés.

Figure 52 : Rappel du zonage autour d’une source sonore.

• Altération d’activité et zone de gêne

On trouve à nouveau dans cette catégorie des effets comportementaux variables

correspondant à la large fourchette de niveaux perçus, entre 40 et 75 dB, et à la psychologie de

l’espèce. Les modifications de comportement altérant l’activité, et allant jusqu’à son interruption,

occupent quand même plutôt le haut de la fourchette, entre 60 et 75 dB perçus.

Pour ce qui est des balénoptères, comme le Rorqual commun, on observe que des niveaux

reçus de 150-160 dB à 3,5 kHz ne provoquent pas de changement significatif d’activité.


le niveau perçu de 60 dB correspond à 125 dB reçu, soit une distance d’environ 170 km dans le

cas d’un sonar très puissant (230 dB de niveau de source). Un niveau perçu de 75 dB correspond

lui à un niveau reçu de 140 dB, soit une distance de 30 km environ. Entre ces deux cercles

concentriques, sur une surface de plus de 80 000 km2, le modèle prévoit que de nombreux

groupes de cétacés auraient leur activité impactée par l’émission de ce sonar. La zone de gêne

concernerait potentiellement des milliers de cétacés.

Quand à la zone correspondant au niveau perçu de 40 dB, que nous avons définie comme

limite de la zone de gêne légère, il faudrait faire un calcul de propagation incluant l’absorption pour



en évaluer les frontières, mais elle s’étendrait à plusieurs centaines de km d’un sonar très

puissant.

• Zone de perception

Les niveaux perçus inférieurs à 40 dB correspondent à des distances supérieures à 500 km,

ce qui signifie qu’un engin de forte puissance transmettant des sons dans une bande de fréquence

où les cétacés ont une sensibilité auditive correcte (65 dB) est audible par les cétacés à l’échelle

du bassin nord-occidental.

On remarque que les niveaux perçus correspondant aux différentes zones de risque ont

potentiellement des étendues qui changent d’ordre de grandeur, ce qu’illustre l’exemple virtuel

d’un sonar de 230 dB de niveau de source, avec des cétacés ayant une sensibilité auditive de

65 dB à la fréquence de la source.

On est dans des distances inférieures au kilomètre pour la zone critique, de quelques

kilomètres pour la zone d’insécurité, puis on passe à des dizaines et des centaines de km pour les

zones d’évasion et de gêne. Ceci est naturellement dû à la nature de la loi de propagation

sphérique, qui donne une décroissance linéaire du niveau sonore en fonction du logarithme de la

distance, donc une décroissance lente à grande distance.



b) Variante du modèle pour les sons impulsifs (type sismique ou explosion)

Pour les sons impulsifs, la définition des zones est plus compliquée, car elle doit traiter les

cas d’une impulsion unique, de type explosion, comme ceux d’une longue série d’impulsions, de

type prospection sismique ou battage de pieu. Dans le premier cas, il y a un risque de causer une

lésion immédiate si les cétacés se trouvent à l’intérieur de la zone critique lors de la déflagration,

car sans avertissement ils n’auront pas eu la possibilité de s’évader.

Dans le second cas, les effets de fatigue ou de lésions auditives découlent de l’accumulation

d’énergie sonore et du fonctionnement au-delà des limites de l’oreille interne. Il y a donc

obligatoirement un raisonnement à partir des niveaux d’exposition SEL qui intègrent l’énergie

sonore dans le temps. Notons que les vérifications expérimentales du phénomène sont beaucoup

moins nombreuses que dans le cas des sons non-impulsifs.

Pour ce qui est des réactions comportementales, elles ont été observés dans des cas

innombrables lors de prospections sismiques, mais peu d’observations sont reliées à des niveaux

sonores mesurés. De ce fait on manque de données pour renseigner les seuils (Tab.31)

Type de Perturbation Risqueseuil enniveauperçu

seuil enniveaureçu

Remarques

Risque de traumatisme aigü létal 230 dB à qqs dizaines de m des airguns

Croissance des micro-bulles d’azote ? phénomène non testé dans ce cas

Perte définitive d’audition

critique

zone

Z1115 dB 235 dB critère n’ayant jamais été validé

expérimentalement sur les cétacés

Perte temporaire d’audition insécuritézone Z2

100 dB

70 dB SEL

220 dB critère validé par des expériencessur les petits/moyens odontocètes

Fuite avec ou sans panique

Evasion lente à fuite

évasion

zone Z3 70-80 dB 160-170dB

mysticètes 160-170 dB (airgun)marsouins 170 dBp-p (airgun)

Interruption d’activité à évasion < 75 dB ?

Dérangement léger sans évasion

gêne

zone Z4 < 60 dB ?

Perception sans effet mesurable zone Z5 < 40 dB ?

Tableau 32 : Niveaux sonores (dBp-p) pour les différentes catégories d’impact dans le cas debruits impulsifs.

• Le risque létal et la zone critique

Le risque de perte auditive définitive correspond à niveaux perçus de 115 dBp-p (re 1µPa)

perçues. Par exemple, pour un cétacé ayant une sensibilité auditive de 90 dB à la fréquence de

500 Hz, cela donne un niveau reçu de 205 dBp-p. Prenons le cas virtuel d’un canon pneumatique

ayant un niveau de source de 260 dBp-p, dont 240 seraient effectivement transmis dans le plan



horizontal : nous aurions dans ce cas une zone critique circulaire de 55 m de rayon, à l’intérieur de

laquelle le cétacé serait rendu partiellement sourd en une seule impulsion. Dans la cas d’une série

d’impulsions, ce disque augmente de diamètre à chaque doublement du nombre d’impulsions.

• Le risque de TTS et la zone d’insécurité

Ce type de risque correspond à un niveau perçu supérieur à 100 dBp-p. Par exemple, pour un

cétacé ayant une sensibilité auditive de 90 dB à la fréquence 500 Hz, cela donne un niveau perçu

de 190 dBp-p. Nous aurions dans ce cas virtuel une zone d’insécurité circulaire de 700 m de

diamètre, pour une impulsion unique. La zone d’insécurité définie par ce risque est en réalité plus

vaste dans le cas d’une prospection sismique, en raison du nombre d’impulsions transmises à

chaque minute. On calcule alors en utilisant le seuil de 70 dB re 1µPa2.s : connaissant le niveau

SEL d’une impulsion à la source, on en déduit à quelle distance le niveau SEL vaut 70 dB. A

chaque doublement du nombre d’impulsions, le niveau d’exposition à une distance donnée

augmente de 3 dB.

• Le risque et la zone d’évasion

Le risque d’évasion dans ses différentes modalités (éloignement, évasion rapide, fuite avec

panique) est présent pour une large fourchette de niveaux pic-pic perçus, entre 75 et 100 dB. Pour

des niveaux proches de 100 dBp-p, on observe probablement des comportements de fuite rapide,

ou de panique, peut-être avec des réactions d’immobilisation pour certaines espèces, ou des

cétacés tentant de maintenir la tête hors de l’eau pour échapper au bruit intense.


le niveau perçu de 90 dB correspond à 180 dB reçu, soit une distance d’environ 1000 m dans le

cas d’un airgun industriel (240 dB de niveau de source dans le plan horizontal). Cette distance

d’évasion rapide est cohérente avec les réactions observées sur les cétacés lors des prospections

sismiques industrielles.

Il y a un manque de données expérimentales pour documenter cette zone dans le cas des

sons impulsifs.

• Altération d’activité et zone de gêne

On trouve à nouveau dans cette catégorie des effets comportementaux variables

correspondant à la large fourchette de niveaux perçus, entre 40 et 75 dB, et à la psychologie de

l’espèce.

Un résultat intéressant a montré que des Cachalots soumis à des impulsions d’airgun, avec

des niveaux reçus de 140-160 dBp-p, avaient une altération d’activité mais sans interruption, sauf

peut-être pour un individu. Avec ces niveaux reçus, on se trouve vraisemblablement dans le haut

de la fourchette 40-75 dB, sans doute entre 60 et 75 dB perçus : en prenant 150 dBp-p pour



l’altération d’activité, cela correspond à une sensibilité auditive de 75 – 90 dB à 500 Hz, ce qui est

plausible.

La distance correspondant à 150 dBp-p reçus, pour un airgun de 240 dBp-p, est au delà de

10 km, en tenant compte de l’absorption, ce qui est considérable.

• Zone de perception

Pour un cétacé ayant une sensibilité auditive de 90 dB à 500 Hz, les niveaux perçus à 40

dBp-p correspondent à des distances supérieures à 300 km, ce qui signifie qu’un canon

pneumatique de puissance industrielle est audible par les cétacés à l’échelle du bassin nord-

occidental, au minimum.



c) Audiogrammes de référence

L’utilisation du modèle de prévision nécessite un audiogramme de référence pour chaque

espèce : une courbe de sensibilité auditive qui soit représentative de la moyenne des individus de

l’espèce. Nous donnons ci-dessous les audiogrammes utilisés pour les 8 espèces du peuplement

de Méditerranée nord-occidentale. Cinq de ces espèces ont fait l’objet d’expériences d’audiométrie

en bassin (les delphinidés), les audiogrammes utilisés sont des versions lissées de l’audiogramme

initialement publié, à l’aide du programme excel, extrapolés jusqu’à la fréquence de 100 Hz, et

éventuellement modifiés si cela est justifié. Une correction systématique sera de baisser de 5 dB le

seuil d’audition lorsqu’il est obtenu par méthode électrophysiologique AEP. L’audiogramme du

Ziphius sera remplacé par un audiogramme de Mésoplodon de Blainville obtenu par AEP (Pacini

et al., 2011). L’audiogramme de Cachalot sera basé sur la courbe de sensibilité électro-

physiologique obtenue par Ridgway & Carder (2001) sur un nourrisson, et calé en valeur absolue

sur le bruit ambiant par temps calme. L’audiogramme de Rorqual commun sera basé sur la courbe

de sensibilité modélisée par Tubelli et al. (2012).

• Audiogramme de Dauphin bleu et blanc

Le seul audiogramme connu pour le Dauphin bleu et blanc a été obtenu par Kastelein et al.

(2003), par méthode comportementale sur un individu juvénile réhabilité, dans un bassin isolé avec

peu de bruit de fond. Les signaux expérimentaux ont été des sons sinusoïdaux de 2 s dans le

domaine 0,1-160 kHz. Aucune modification n’est nécessaire pour que cet audiogramme serve de

référence.

Figure 53 : Audiogramme de Dauphin bleu et blanc (d’après Kastelein et al., 2003).

Le domaine de meilleure audition du Dauphin bleu et blanc est entre 29 et 123 kHz, la

décroissance de sensibilité entre 16 et 0,5 kHz est de 11 dB/octave.



• Audiogramme de Dauphin commun

Le seul audiogramme publié de Dauphin commun (D. delphis) est celui de Popov & Klishin

(1998), obtenu par méthode électro-physiologique ABR, avec des signaux sinusoïdaux très courts.

Le dauphin était un specimen de mer Noire, échoué vivant et malade, et qui a été maintenu dans

un bassin 4 jours avant que sa mort intervienne. Les fréquences de 10 à 152 kHz ont été testées.

Nous apportons les modifications suivantes : baisse de 5 dB des seuils trouvés, continuation de

l’audiogramme vers les basses fréquences avec une pente de 11/dB par octave.

Figure 54 : Audiogramme de Dauphin commun (d’après Popov & Klishin, 1998, modifié).

Le domaine de meilleure audition du Dauphin commun se situe entre 45 et 90 kHz.

• Audiogramme de Grand dauphin

Parmi les nombreux audiogrammes de Grand dauphin (T. truncatus) existants, c’est celui de

Johnson (1966, in Au et al., 2000) qui continue à faire référence. Il a été obtenu par méthode

comportementale, avec des signaux sinusoïdaux de 3 sec. Le dauphin était un jeune adulte. Les

fréquences de 75 Hz à 150 kHz ont été testées. Aucune modification n’est nécessaire pour que cet

audiogramme serve de référence.

Le domaine de meilleure audition du Grand dauphin est très large, entre 10 et 100 kHz, la

décroissance de sensibilité entre 10 et 0,5 kHz est de 9.7 dB/octave.



Figure 55 : Audiogramme de Grand dauphin (d’après Johnson, 1966 in Au et al., 2000).

• Audiogramme de Dauphin de Risso

Un des deux audiogrammes publiés de Dauphin de Risso (G. griseus) est celui de Nachtigall

et al. (2005), obtenu par méthode électro-physiologique AEP et suivi EFR, avec des signaux

sinusoïdaux très courts. Le dauphin était un nouveau-né d’Atlantique, échoué vivant, qui a été

maintenu en bassin durant le temps de l’expérience, mais qui est mort après. Il y avait un bruit de

fond très faible dans le bassin, pour les fréquences testées : de 4 à 110 kHz. Nous apportons les

modifications suivantes : baisse de 5 dB des seuils trouvés, continuation de l’audiogramme à partir

de 8 kHz vers les basses fréquences avec une pente de 11/dB par octave.

Figure 56 : Audiogramme de Dauphin de Risso (d’après Nachtigall et al., 2005, modifié).

Le domaine de meilleure audition du dauphin de Risso est entre 20 et 100 kHz.



• Audiogramme de Globicéphale noir

L’audiogramme de Pacini et al. (2010) a été réalisé par méthode électro-physiologique et

suivi d’enveloppe sur un globicéphale juvénile d’Atlantique est, les expériences ont eu lieu dans un

bassin. Le niveau de bruit de fond était faible pour les fréquences expérimentées, de 4 à 100 kHz.

Les stimuli ont été des sons sinusoïdaux courts. Nous apportons les modifications suivantes :

baisse de 5 dB des seuils trouvés, continuation de l’audiogramme à partir de 4 kHz vers les

basses fréquences avec une pente de 11/dB par octave.

Figure 57 : Audiogramme de Globicéphale noir (d’après Pacini et al., 2010, modifié).

Le domaine de meilleure audition du dauphin de Risso est entre 20 et 50 kHz, c’est à dire

d’amplitude plus restreinte que dans les cas précédents.

• Audiogramme de Ziphius

Pour obtenir un audiogramme de référence pour le Ziphius, nous partons de l’audiogramme

de Mésoplodon de Blainville de Pacini et al. (2011) qui a été réalisé par méthode électro-

physiologique et suivi d’enveloppe sur un individu adulte échoué à Hawaii, les expériences ont eu

lieu dans un bassin. Le niveau de bruit de fond était faible pour les fréquences expérimentées, de

4 à 100 kHz. Les stimuli ont été des sons sinusoïdaux courts. Pour adapter cet audiogramme de

Mésoplodon à l’espèce Ziphius, nous avons apporté les modifications suivantes : baisse de 5 dB

des seuils trouvés, continuation de l’audiogramme à partir de 5.6 kHz vers les basses fréquences

avec une pente de 11/dB par octave.

Le domaine de meilleure audition du Ziphius se situe entre 30 et 60 kHz, c’est à dire

d’amplitude assez restreinte autour des fréquences utilisées en écholocalisation par cette espèce.



Figure 58 : Audiogramme de Ziphius (d’après l’audiogramme de Mésoplodon de Blainville dePacini et al., 2011, modifié).

• Audiogramme synthétique de Cachalot

Pour obtenir un audiogramme de référence pour le Cachalot, nous partons des courbes de

sensibilités de Ridgway & Carder (2001) qui ont été établies sur un nourrisson en bassin, par

méthode électro-physiologique. Le domaine de meilleure réponse est de 8 à 20 kHz. Nous avons

relevé le spectre de bruit de fond par temps calme (Richardson et al., 1995), auquel nous avons

rajouté 25 dB de rapport critique (Au & Hastings, 2008). Nous avons ensuite calé le domaine de

meilleure audition sur ce bruit de fond, et prolongé l’audiogramme vers les basses fréquences par

une pente de 11 dB/octave. Pour les hautes fréquences, nous avons tenu compte d’une sensibilité

assez bonne jusqu’à 40 kHz, et prolongé la courbe jusqu’au point (100 kHz, 140 dB).

Figure 59 : Audiogramme synthétique de Cachalot (élaboré d’après des données variées).



Le domaine de meilleure audition du Cachalot se situerait ainsi entre 4 et 40 kHz, une plage

assez large des moyennes et hautes fréquences, conformes aux fréquences d’écholocalisation de

cette espèce.

Naturellement, cet audiogramme synthétique est une référence approximative temporaire.

• Audiogramme synthétique de Rorqual commun

Pour le Rorqual commun, nous avons également dû opérer par raisonnement d’après des

données expérimentales diverses, la principale étant la modélisation de l’oreille moyenne de

Rorqual de Minke par Tubelli et al. (2012), qui montre que la meilleure audition de cette espèce se

trouverait entre 1 et 2,5 kHz, avec un domaine de 30 Hz à 8 kHz (domaine à – 40 dB), assez bien

couplé au domaine des vocalisations de cette espèce. Nous reprenons cette courbe de sensibilité

en la translatant vers les basses fréquences de 2 octaves, et en la calant en sensibilité sur la

valeur de 65 dB, entre 200 Hz et 1 kHz, ce qui correspond à 50 dB de plus que les sensibilités les

meilleures constatées chez les odontocètes à ces fréquence. Mais le Rorqual commun utilise les

basses fréquences pour sa communication. De plus, nous avons continué la courbe de sensibilité

vers les basses fréquences en la plaçant parallèle au niveau de bruit de fond.

Figure 60 : Audiogramme synthétique de Rorqual commun (d’après Tubelli, et données variées).

Le domaine de meilleure audition du Rorqual commun se situerait ainsi entre 20 et 1000 Hz,

avec une audition déjà dégradée à partir de 2 kHz.

Cet audiogramme synthétique ne peut pas être tenu pour fiable. Il sera utilisé avec

précaution en attendant qu’une modélisation de l’oreille du Rorqual commun soit proposée par des

scientifiques spécialistes.



2) Prévision des distances significatives pour les effets

Dans notre problématique, nous continuons notre cheminement inverse qui part des effets

provoqués sur les cétacés pour remonter jusqu’à la source sonore. Nous venons de déterminer le

moyen de passer des niveaux sonores reçus aux niveaux sonores perçus (les audiogrammes de

référence). Il nous reste maintenant à trouver le moyen de déterminer les niveaux sonores reçus à

partir des paramètres de la source : il s’agit d’utiliser une loi de propagation. Cette étape est

(comme les autres) cruciale, et en pratique elle peut être la cause de très grandes imprécisions sur

l’estimation de l’impact d’une pollution sonore au peuplement de cétacés, un facteur 10 sur le

nombre d’individus impactés, par exemple.

En effet, une erreur de 10 dB sur l’estimation du niveau reçu par un cétacé (donc une erreur

identique sur le niveau perçu) entraîne une mauvaise détermination des effets : on peut par

exemple se situer 5 dB au-dessus du seuil de TTS, ou 5 dB en-dessous. A l’inverse, si l’on prend

la détermination de la distance de sécurité correspondant à un niveau seuil, par exemple, celui

correspondant à l’apparition de TTS, une erreur de 10 dB sur détermination du niveau reçu

entraîne une évaluation complètement fausse du nombre de cétacés impactés.

Prenons le cas d’un sonar de 230 dB de niveau de source émettant 4 « pings » de 1

seconde de durée, à la fréquence de 3,5 kHz, sensiblement dans le plan horizontal, et d’une

population de dauphins avec une densité de 1 individu/km2 :

- le seuil de TTS de 100 dBSEL vaut 94 dB perçu pendant la durée de 4 secondes,

- 94 dB perçu correspond à un niveau sonore reçu de 189 dB (audiogramme Fig.53),

- les pertes par propagation de la source au niveau seuil sont de (230 – 189 =) 41 dB,

- avec une loi sphérique, ces pertes se produisent sur une distance de 112 m 45,

- la surface du disque où le niveau est supérieur au seuil vaut donc: 39 388 m2,

- le nombre de dauphins présents dans cette zone est : 0,04 soit 0 dauphin,

- en revanche, si les pertes par propagation ont été sous-estimées de 10 dB,

- le calcul donne : (idem avec 51 dB, donc une distance de 355 m) soit 0.4 dauphins,

- 10 dB d’erreur entraîne un facteur 10 sur la surface et le nombre de cétacés impactés.

Dans une problématique d’étude d’impact réelle, l’opérateur industriel ou étatique de la

source, ou le bureau d’étude en charge de l’étude, doit fournir un diagramme des niveaux

propagés autour de la source, donnant les niveaux sonores en fonction de la distance radiale et de

la profondeur. Cette propagation doit tenir compte des propriétés précises du milieu lors de la

pollution sonore : topographie et nature du fond, profil vertical de la célérité du son dans l’eau (ou

bathy-célérimétrie). Il existe des moyens simples et relativement peu coûteux de connaître la

45 41 = 20.log (distance) soit : distance = 10 (41/20) = 112 m, en négligeant l’absorption.



bathy-célérimétrie in situ. Ces diagrammes de propagation sont élaborés grâce à des logiciels

spécifiques qui sont en possession de tous les opérateurs ou bureau d’études sérieux.

Dans une problématique d’étude générique (comme celle-ci), ou d’examen d’une étude

d’impact, l’emploi de logiciels de propagation n’est pas forcément nécessaire ou possible. Dans

ces cas, on est amené à utiliser un modèle idéal, et simple, qui est la loi de propagation sphérique.

En réalité, le son ne se propage pas au sein du milieu marin de façon aussi simple que ce qui est

décrit par la loi sphérique. Cependant, dans beaucoup de cas la loi sphérique fournit une

approximation utile, et en tout cas facile, de la réalité.

a) Utilisation d’un modèle de propagation sphérique

La loi de propagation sphérique suppose que l’énergie sonore d’une source se propage de

manière égale dans toutes les directions, au sein d’un milieu fluide homogène, de densité égale,

où il n’y a pas de frontière. La propagation sphérique s’écrit :

i = W / 4π.r2

où i est l’intensité sonore en watt/m2, W la puissance sonore en watt, et r le rayon de la sphère où

est mesurée i . Une fois convertie en pression sonore et exprimée en dB, cette relation devient :

Lr = Ls – 20.log (r)

où Lr est le niveau sonore reçu (dB 1µPa@1m) à la distance radiale r, Ls est le niveau de source

(dB re 1µPa@1m). En réalité, il faut ajouter un terme pour tenir compte de l’absorption sans l’eau,

avec le coefficient α qui dépend de la fréquence :

Lr = Ls – 20.log (r) – α.r

L’influence de l’absorption est faible pour les fréquences basses/moyennes et à des

distances de quelques kilomètres, car le coefficient α est de l’ordre de 0,2 – 0,3 dB/km à 5 kHz, ce

qui ne contribue que des quelques décibels aux pertes totales jusqu’à 10 km de distance de la

source. Par conséquent, pour les risques graves comme les atteintes à l’audition, on peut négliger

ce terme. Pour les très hautes fréquences et à longue distance, l’absorption contribue

substantiellement à la baisse du niveau sonore à longue distance, par ex. 16 dB/km à 50 kHz pour

une température de 15°C, et ne peut pas être négli gée.

Le terme [– 20.log (r) – α.r] est appelé « pertes par propagation ». On l’obtient facilement à

l’aide d’un tableur46. Cette loi exprime bien que la décroissance du niveau sonore est maximale

dans les premiers 500 mètres, là où les dangers seront les plus forts pour les cétacés (Fig.61).

Plus on s’éloigne des hypothèses de la loi sphérique, plus les résultats donnés par ce

modèle s’éloignent de la réalité, comme par exemple :

- au voisinage immédiat de la surface de l’eau,

- en milieu peu profond (plateau continental), et près du rivage,

- dans une colonne d’eau stratifiée, comme celle des mers tempérées en saison chaude.

46 Une feuille excel avec ce genre de calcul est fournie en annexe de cette étude.



Figure 61 : Valeurs approximatives du coefficient d’absorption en fonction de la fréquence.

Figure 62 : Pertes par propagation sphérique en fonction de la distance.

En milieu peu profond, on observe souvent qu’une loi quasi-sphérique fonctionne assez bien :

Lr = Ls – 15.log (r) – α.r



b) Limites du modèle de propagation sphérique

La propagation du son dans l’eau s’écarte plus ou moins du modèle sphérique, mais le

champ d’applicabilité de cette loi simple n’est pas négligeable. Les principales causes

d’inexactitude du modèle sont : l’existence de frontières à l’espace aquatique (surface, sol), et la

stratification de la colonne d’eau, plus ou moins forte, avec des phénomènes associés au trajet

des ondes sonores, dans bien des cas. Ces propriétés peuvent causer de fortes erreurs dans les

niveaux sonores prévus à une certaine distance par le modèle sphérique. Il est donc nécessaire de

délimiter le champ de validité du modèle sphérique, en comparant ses prévisions à celle d’un

logiciel prenant en compte les conditions réelles de la propagation : par exemple un logiciel de

tracé de rayons.

Dans cette optique, nous avons modélisé la propagation avec un logiciel de tracé de rayons,

afin de comparer les résultats d’un modèle réaliste avec le modèle sphérique pour les différentes

périodes de l’année. Nous avons choisi les mois de janvier, mars, mai, juillet, septembre et

novembre et nous avons traité deux cas de propagation : le cas d’une source immergée à 10 m,

correspondant à un sonar de coque, et le cas d’une source immergée à 200 m, correspondant à

un sonar à immersion variable de type « poisson », comme il en existe pas mal en Europe. Dans

les deux cas nous avons déterminé les pertes par propagation pour un récepteur (dauphin,

baleine, etc.) immergé à 20 m.

La comparaison nous permet donc de délimiter les cas où la loi sphérique est valable à +/- 5

dB près, en fonction des saisons, et aussi d’indiquer dans quels cas les pertes par propagation

prédites par cette loi sont plus fortes que la réalité (du modèle), ou moins fortes.

• Source immergée à 10 m et récepteur à 20 m

Dans l’ensemble des cas, la détermination des pertes par propagation n’est pas correcte

au-delà d’une distance de 5 km (Fig.63).

Figure 63 : Pertes par propagation pour une source immergée à 10 m.



Pour la saison froide (janvier à mars), les pertes sont un peu surestimées par la loi

sphérique, entre 5 et 20 km. Pour la saison chaude, seule la zone très proche de la source est

correctement décrite par la loi sphérique.

Figure 64: Pertes par propagation pour une source immergée à 10 m - zone proche.

On observe que pour les distances inférieures à 750 m, la description donnée par le modèle

sphérique est correcte, pour toutes les saisons. Au-delà de cette distance, pour la saison chaude,

les pertes par propagation réelles - modélisées - sont beaucoup plus élevées que celles

déterminées par une loi sphérique : en réalité, la propagation subit une très forte atténuation.

• Source immergée à 200 m et récepteur à 20 m

Pour une source immergée à 200 m, la détermination des pertes par propagation n’est

correcte pour aucune saison, dans la fourchette de 0 à 20 km (Fig.65). Mais en saison froide, la loi

sphérique surestime un peu la réalité modélisée, jusqu’à 10 dB environ.

Figure 65 : Pertes par propagation pour une source immergée à 200 m.



En regardant de plus près, les pertes par propagation sont très fortes à très courte distance

pour toutes les saisons, engendrant une zone « sourde » jusqu’à 300 m, en surface. Puis,

l’ensemble des courbes rejoint la loi sphérique jusqu’à une distance de 2 km environ. Ensuite,

seules celles de la saison froide restent assez proches de la loi sphérique.

Figure 66 : Pertes par propagation pour une source immergée à 200 m (source proche).

En conclusion la loi de propagation sphérique donne :

- une approximation correcte de la réalité pour une source en sub-surface, jusqu’à la distance

de 750 m environ ; ensuite elle n’est convenable que pour la saison froide,

- une approximation correcte de la réalité pour une source semi-profonde, entre 300 et 2000 m

de distance , et au-delà pour la saison froide. Mais entre 0 et 300 m, les résultats de la loi

sphérique se situent du côté de la sécurité.

Il y a donc bien un domaine d’applicabilité pour la loi sphérique, dans le cadre de notre

problématique, il se situe dans le domaine des courtes distances47.

47 Attention, ces résultats sont valables pour la zone profonde nord-méditerranéenne.



3) Application du modèle à un cas de forte nuisance sonore

Nous traitons ici de manière générique de l’impact d'un scénario de transmission de sonar

militaire en saison froide. Le choix de la saison froide, le mois de mars en l’occurrence, s’explique

par l’application d’une loi de propagation sphérique : nous venons de voir que les pertes par

propagation étaient assez bien déterminées par cette loi, lorsqu’il n’y a pas de stratification de la

colonne d’eau.

Nous employons le modèle d’impact que nous avons mis au point plus haut. Le réalisme de

l’étude impose une détermination en conditions dynamiques : l’impact sur les cétacés sera évalué

en intégrant un mouvement de réponse de leur part. C’est-à-dire qu’au cours de la transmission

des « pings » du sonar, les cétacés recevront les intensités successives en changeant de position

relative. La détermination de l’impact dans un cas dynamique nécessite l’utilisation d’un logiciel,

qui a été développé préalablement à l’exécution de cette étude.

En fonction d’une information largement diffusée (voir Prézelin, 2008), nous choisissons un

sonar de type « poisson » : les sonars à immersion variable sont en plein développement pour

toutes les marines européennes, et présents sur toutes les frégates anti-sous-marines de la

Marine Nationale (cf article Mer et Marine). Selon cet article, nous pourrions fixer la profondeur

d’immersion du sonar à 150 m ; cependant l’utilisation du modèle de propagation sphérique ne

demande pas explicitement de fixer une immersion.

Le choix des caractéristiques de fréquence du sonar fictif dont l’impact sera évalué n’est pas

simple : seuls quelques sonars US ont vu leurs caractéristiques publiées, et pour le reste nous

devons utiliser des informations non confidentielles. En fonction d’enregistrements réalisés près de

l’île de Port-Cros en 2008, nous choisissons un sonar de 4500 Hz fréquence fondamentale, qui

émet un « chirp » de 0,5 s de durée toutes les 12 secondes, pendant une durée totale de 2

minutes, puis qui se déplace pendant 5 minutes avant de recommencer.

La question du niveau de source du sonar est délicate, car ce type d’information n’est pas du

domaine public. Le sonar connu le plus puissant est le type SQS-53C (US), dont le niveau de

source est de 235 dB environ (pour une fréquence de 3,5 kHz) ; c’est un sonar de coque. Lors de

réunions publiques pour la partie française du Sanctuaire Pelagos, nous avons entendu des

militaires dire que les sonars français étaient « beaucoup moins puissants » que ce sonar

américain48. Les sonars « miniatures » inspirés des modèles militaires qui sont utilisés pour les

expériences 3S font 214 et 199 dB de niveau de source, respectivement pour les fréquences de 1-

2 kHz et 6-7 kHz (Miller et al., 2011). En fonction de ces informations, nous choisissons pour notre

sonar fictif un niveau de source de 220 dB.

Il reste ensuite à choisir un scénario de transmission pour notre exercice fictif.

48 Ce qui s’explique bien car des sonars de type « poisson » se doivent d’être beaucoup plus légers que dessonars de coque, car ils doivent être mis à la mer, remorqués, puis récupérés à bord du navire.



a) Proposition d’un scénario de transmission de sonar

Il est vraiment très rare de trouver des informations publiques sur les scénarios de

transmission lors des exercices sonar, car ce sont des informations d’ordre tactique qui justement

ne doivent pas être divulguées. Les seuls cas bien documentés sont, à ma connaissance, les cas

qui sont liés à des échouages de ziphiidés. Nous avons par exemple le cas du scénario de

transmission d’un navire US, lors de l’échouage de Ziphius en janvier 2006, en mer d’Alboran

(Fig.67). Dans cet exemple, on voit que le sonar ratisse la zone au large d’Almeria, pendant plus

de 24 heures.

Figure 67 : Exemple de transmission sonar par un navire US en janvier 2006.(carte réalisée d’après un document diffusé avec autorisation).

Il est évident pour l’intérêt de l’étude que l’exemple de détermination d’impact doit se situer

dans un contexte intéressant pour le Sanctuaire Pelagos, donc mettre en jeu la zone Nord du

Sanctuaire et intégrer la présence de la base navale de Toulon. Les exercices sonar dans la

région nord-méditerranéenne sont en premier lieu effectués par la Marine Nationale, très

probablement. Des militaires français ont indiqué lors de réunions du Sanctuaire Pelagos que les

navires français n’opéraient pas avec des tactiques identiques à celles mis en oeuvre par les

navires US. N’ayant aucune connaissance des tactiques d’emploi des sonars par des frégates de

la Marine, nous allons établir un scénario imaginaire. Nous basons ce scénario sur un e-article de

Mer et Marine, un site d’information bien connu (www.meretmarine.com), qui contient quelques

vagues indications.

Notre scénario met en jeu une seule frégate, au mois de mars, avec le type de sonar fictif

décrit plus haut. On va supposer que le bateau effectue un entraînement à la recherche ASM, à

partir d’un point situé au large de Porquerolles, sur 2600 m de profondeur, pendant à peu près 5

heures. Le scénario reprend le cycle de transmission indiqué ci-dessus : le sonar émet un « chirp »

de 0,5 sec (niveau de source 220 dB à 4,5 kHz, faisceau aplati omnidirectionnel) toutes les 12

secondes, pendant une durée d’une minute (soit 2,5 sec par min). La frégate se déplace dans une

direction pendant 30 minutes à 10 noeuds avant de changer de direction, pour tenter de localiser



un hypothétique sous-marin. Ce scénario ne correspond à aucune réalité, mais pour notre

problématique, il n’est pas insensé.

b) Peuplement de cétacés considéré

Pour établir un peuplement de cétacés approximatif, on part des densités absolues ou

relatives issues de l’étude de population de 2001 (Gannier, 2006) et on enlève les espèces

migratrices qui sont absentes en fin d’hiver, c’est-à-dire le Globicéphale noir, ainsi que le Grand

dauphin (car la simulation s’effectue au large). On re-calcule des densités estivales à l’aide des

indices d’abondance relative, pour les espèces suivantes : cas du Cachalot, Dauphin de Risso.

Pour les espèces migratrices partielles, on pondère les densités issues de cette étude par un

coefficient d’abondance relative issu de l’étude saisonnière de Laran & Dulau (2007). Pour les

espèces nomades ou supposées sédentaires (Dauphin de Risso), on garde la densité estivale. On

suppose par souci de simplification que ce peuplement estimé s’applique pour la zone allant du

large jusqu’à l’isobathe 200 m.

Espèce Densité estivale(Gannier, 2006)

Densitécorrigée

Coefficienthiver / été

Densitéhivernale

Taille degroupe

Dauphinbleu et blanc

0,75 ind./km2

2,22 .10-2 g./km2

0,752,22 .10-2

0,50/1,1 = 0,45(Laran et, 2007)

0,32 ind./km2

2,0 .10-2 gr./km2

16

Dauphin deRisso

relative1,96 / 82,5

0,0170.0017 *

1 0,017 ind./km2

1,70 .10-3 gr./km2

10

Cachalot relative0,64 / 3,12

0,004 **0,004

0,32/1,89 = 0,17(Laran, 2006)

0,7 .10-3 ind./km2

0,7 .10-3 gr./km21

Rorqualcommun

0,018 ind./km2

1,13 .10-2 g./km2

0,0181,13 .10-2

0,5/5 = 0,1(Laran et, 2007)

0,0018 ind./km2

1,8 .10-3 gr./km2

1

Tableau 33 : Définition du peuplement local de cétacés

(*) Calculé comme ceci : 0,75 * 1,96/82,5 – arrondi à 0,017, taille de groupe prise à 10 ind.(**) Calculé comme ceci : 0,018 * 0,64/3,12 - arrondi à 0,004, taille de groupe prise à 1 ind.

Les densités hivernales estimées correspondent à la présence de :

- 2 groupes de 16 individus de Dauphin bleu et blanc pour 100 km2,

- 1,7 groupes de 10 individus de Dauphin de Risso pour 1000 km2,

- 0,7 individu Cachalot pour 1000 km2,

- 1,7 individu Rorqual commun pour 1000 km2.

En posant que la simulation de l’exercice sonar se déroule au sein d’une zone carrée de 60

kilomètres de côté (32,5 milles), on a une surface de 3600 kilomètres carrés. On trouvera ainsi

dans cette aire : 72 groupes de Dauphin bleu et blanc, 6 groupes de Dauphin de Risso, 2

Cachalots et 6 Rorquals.

C’est l’impact de la série de transmission du sonar sur ce peuplement que nous allons

déterminer maintenant, grâce au logiciel Sauvkipeu 1.6.



c) Impact de la transmission sonar sur le peuplement

On évalue l’impact de la transmission sonar qui a été définie plus haut en plaçant au hasard

le peuplement de cétacés dans la zone de 60 km x 60 km que nous avons choisie, ce qui est fait

par le logiciel49.

Ensuite, on fait parcourir la zone d’étude par la source sonore, avec le scénario de

transmission défini plus haut (chirp de 0,5 sec, toutes les 12 secondes, niveau de source 220 dB à

4,5 kHz, pendant une durée de 1 minute ; déplacement de la source en ligne droite pendant 30

minutes à 10 noeuds, puis changement de direction).

Le logiciel calcule les niveaux sonores reçus et perçus par chacun des groupes de cétacés

dans la zone, les doses d’exposition, et en déduit les effets provoqués. Ce calcul s’effectue pas

par pas au fur et à mesure du parcours du sonar dans la zone. La sommation des effets est

tabulée à la fin du parcours simulé, une carte des déplacements des différents groupes est

disponible pour illustration des effets d’évasion.

Bien que le logiciel fonctionne avec une répartition au hasard des cétacés, nous le faisons

tourner à trois reprises pour chacune des 4 espèces de cétacé du peuplement. Pour chaque

espèce, le logiciel donne accès aux informations suivantes :

- une carte montrant le parcours de la source sonore, avec les positions occupées par les groupes

de cétacés au cours de la transmission,

- les doses sonores reçues et perçues par chacun des groupes à l’issue du scénario,

- l’évolution des niveaux sonores perçus et reçus au cours du scénario, pour chacun des groupes.

• Impact sur le Rorqual commun

La densité de population aboutit à la présence de 6 individus dans la zone au moment du

scénario (Fig.68). Les vitesses d’évasion choisies sont : (i) éloignement 2 m/s (+/- 0,5), (ii) fuite

5 m/s (+/- 1). L’audiogramme de synthèse évalue que la sensibilité du Rorqual commun à la

fréquence de 4,5 kHz est très mauvaise (seuil > 140 dB), aussi les baleines ne perçoivent

quasiment pas le son du sonar, même lorsque la bateau passe à quelques kilomètres. Donc, les

doses perçues sont très faibles (20 dB), même si les doses reçues sont assez élevées (plus de

170 dB pour les deux derniers individus.

Selon notre modèle, les réactions comportementales des Rorquals communs à la

transmission de ce sonar sont nulles.

Notons que nos résultats de simulation sont confortés par les résultats expérimentaux

obtenus lors des CEE (SoCal 2010 et 2012), pendant lesquels des Rorquals communs n’ont

montré aucune réaction à des niveaux reçus de 150 à 160 dB pour la fréquence de 3,5 kHz.

49 Le logiciel Sauvkipeu a été développé sur fonds propres par Klymene Recherche Marine, depuis 2010.



Figure 68 : Carte de l’impact comportemental du scénario sur les Rorquals communs.

• Impact sur le Cachalot

En fonction des données écologiques, nous trouvons 2 Cachalots dans la zone du scénario

de transmission. Les vitesses d’évasion choisies sont : (i) éloignement 1,5 m/s (+/- 0,5), (ii) fuite 4

m/s (+/- 1). Les niveaux perçus par les deux individus dépassent 75 dB (Fig.69), c’est pour cela

que les deux individus effectuent un éloignement vers la gauche de la zone (Fig.70). Malgré cela,

les doses perçues par les Cachalots dépassent légèrement 100 dBSEL, respectivement 104 et 102

dB, donc les deux individus subissent un TTS lors de la transmission simulée. En fonction des

niveaux perçus, l’éloignement se fait à une vitesse normale (3 noeuds), et non à une vitesse de

fuite (8 noeuds). Il est évident que si les Cachalots adoptaient une vitesse plus élevée que celle

prévue par le logiciel, ils pourraient ne pas subir de TTS.

Le sonar à moyenne fréquence employé a donc un fort potentiel d’impact sur cette espèce.



Figure 69 : Niveaux perçus par les Cachalots au cours du scénario de transmission.

Figure 70 : Carte de l’impact comportemental du scénario sur les Cachalots.



• Impact sur le Dauphin de Risso

Les données sur le peuplement entraînent la présence de 6 groupes de Dauphins de Risso

dans la zone du scénario. On remarque que les 3 groupes les plus proches du trajet ont des

réactions d’éloignement, vers la gauche de la zone (Fig.71). Les vitesses d’évasion choisies sont :

(i) éloignement 1,5 m/s (+/- 0,5), (ii) fuite 4 m/s (+/- 1).

Figure 71 : Carte de l’impact comportemental du scénario sur les Dauphins de Risso.

Les doses perçues par les Grampus s’échelonnent de 87 à 97 dBSEL, aucun des groupes ne

subit donc de perte auditive TTS, selon la simulation.

Les niveaux perçus par les groupes reflètent les zig-zags du sonar, notamment pour les trois

groupes les plus proches (Fig.72). L’éloignement à vitesse normale simulé par le logiciel suffit pour

épargner les pertes auditives aux dauphins.



Figure 72 : Niveaux perçus par les Dauphins de Risso au cours du scénario de transmission.

• Impact sur les Dauphins bleus et blancs

Les données écologiques génèrent la présence de 72 groupes de Stenella dans la zone du

scénario. Les vitesses d’évasion choisies sont : (i) éloignement 2 m/s (+/- 0,5), (ii) fuite 4 m/s

(+/- 1). Les niveaux perçus sont très variables selon la position du groupe par rapport au trajet du

bateau (Fig.73). Malgré une sensibilité moyenne du Dauphin bleu et blanc à la fréquence de 4,5

kHz, environ 90 dB, certains niveaux perçus dépassent 70 dB.

Figure 73 : Niveaux perçus par les Dauphins de Risso au cours du scénario de transmission.



On observe des légers mouvements d’évasion pour les groupes les plus proches du trajets,

mais la plupart des dauphins ne sont pas perturbés.

Figure 74 : Carte de l’impact comportemental du scénario sur les Dauphins bleus et blancs.

Figure 75 : Doses perçues par les Dauphins bleus et blancs au cours du scénario de transmission.



La longue durée des transmissions (plus de 6 heures au total) entraîne une accumulation

importante de l’exposition sonore pour une douzaine de groupes de dauphins, bien que les

niveaux perçus soient rarement très élevés (Fig.73).

En résumé , au travers des quatre espèces présentes dans la zone de transmission, nous

pouvons prévoir plusieurs types d’impact de pollution sonore, grâce à la simulation.

Nous avons le cas d’une espèce très peu sensible à la fréquence de la pollution sonore, le

Rorqual commun, qui par conséquent ne perçoit quasiment pas le sonar, et n’a aucune réaction

comportementale, ni bien sûr aucune perte auditive.

Nous avons le cas d’une espèce assez sensible à la fréquence du sonar, le Cachalot, qui

effectue une évasion dès le début du scénario, et qui s’éloigne de manière constante du trajet du

sonar. Mais la longue durée de l’insonification et la faible vitesse d’éloignement sont la cause

d’une dose sonore perçue supérieure au seuil de TTS, et donc le logiciel prévoit des TTS.

Nous avons ensuite le cas d’une espèce également sensible à cette fréquence, le Dauphin

de Risso, (environ 72 dB de seuil d’audition), certains des groupes effectuent également des

évasions, mais pour laquelle les doses perçues restent inférieures au seuil et donc on ne prévoit

pas de pertes auditives.

Enfin nous avons le cas d’une population dense de Dauphin bleu et blanc, assez peu

sensible à la fréquence du sonar (90 dB de seuil) : seuls les groupes proches du trajet effectuent

des manoeuvres d’évasion, mais de faible amplitude. Du fait de la durée de l’exposition, les doses

perçues dépassent 90 dBSEL pour certains groupes, mais n’atteignent pas le seuil de TTS.

Il va de soi que ces résultats découlent d’une simulation, dans lesquels nombre de

paramètres sont fixés en fonction de l’état des connaissances, encore insuffisantes notamment les

seuils comportementaux ; par conséquent les effets simulés sont approximatifs. Néanmoins, les

résultats délivrés par cette étude sont conformes à certaines observations réalisées en mer, soit

lors d’expériences sonores, soit de manière opportuniste.



D\ Discussion

La prévision des effets des fortes intensités sonores sur les mammifères marins fait

intervenir des champs de connaissance divers, dont les résultats se combinent pour aboutir au

final à une détermination des impacts sur un peuplement de cétacés. En raison des imprécisions

rencontrées à chaque étape du processus, il est impossible d’obtenir une bonne précision sur cette

prévision. En raison de sa complexité, ce processus ne peut être mené à bien qu’à l’aide d’un

logiciel informatique qui simule les différentes étapes. En réalité, un tel logiciel de simulation ne

peut être réaliste que depuis très peu d’années.

La première source d’approximation réside dans la détermination des niveaux sonores

propagés autour de la source à différentes distances. Même si cet aspect fait appel à de la

physique, il reste soumis à l’influence des facteurs naturels qu’une simulation réalisée à l’avance

ne peut pas forcément restituer. Et il faut déjà que les caractéristiques techniques de la source

sonore soient bien connus, ce qui n’est pas évident. Dans notre cas, l’option a été claire : se placer

en conditions hivernales pour être en mesure d’utiliser une loi propagation sphérique. Dans le cas

d’une prévision d’impact en conditions estivales, la difficulté est plus grande.

Lorsque l’on veut chiffrer les impacts, le second facteur d’imprécision est d’ordre écologique :

il s’agit tout simplement des incertitudes sur le peuplement. Si la composition est souvent connue,

les densités de populations sont souvent estimées grossièrement. Sur ce point, la population du

Sanctuaire Pelagos est mieux placée que la moyenne, grâce aux travaux menés durant la dernière

décennie. Mais l’incertitude sur les densités se chiffre quand même en dizaines de pour cent.

Mis à part les gravissimes lésions traumatiques provoquées par des niveaux extrêmes

rencontrés à très courte distance des sources, la quantification des impacts repose sur une bonne

détermination des effets physiologiques générant des pertes auditives. Les progrès récents pour

ce qui est des sons non-impulsifs ont permis de préciser les critères d’apparition des TTS. Les

seuils d’apparition des pertes auditives permanentes restent quant à eux en partie fondés sur la

prise en compte d’un facteur de sécurité. Le principal facteur d’incertitude pour la prévision des

TTS demeure l’effet d’accumulation de fatigue auditive lors d’une succession d’expositions

intermittentes, ce qui est précisément notre cas. La simple prévision par addition des énergies

sonores, ou accumulation des effets sans relaxation lors de périodes de repos, est certainement

pessimiste. Mais la mise en oeuvre d’une approche alternative reste délicate, car une erreur sur la

quantification de la fatigue auditive pourrait avoir une conséquence grave sur la prévision d’impact.

Une grande partie de la justesse de la prévision des effets dépend de la prise en compte des

facteurs comportementaux, en particulier les seuils de niveau perçu qui provoquent des évasions

plus ou moins rapides. En effet, dans le cas d’une pollution sonore de durée assez courte (comme

dans pour notre scénario, même si l’exposition dure plusieurs heures), une interruption d’activité

peut avoir de faibles conséquences pour la vie des cétacés. En revanche, les seuils fixés pour le



déclenchement de l’évasion à vitesse normale, et celui qui déclenche la fuite (à vitesse rapide) ont

une grande importance sur les conséquences auditives, ainsi d’ailleurs que les vitesses d’évasion

adoptées dans le processus de modélisation. Il est évident que le seuil comme la vitesse sont des

facteurs qui interviennent directement sur la distance entre le sonar et les cétacés et donc les

niveaux reçus. Les seuils ont été déterminés par examen des résultats d’expériences CEE, mais

ceux-ci sont peu nombreux pour certaines espèces. Quant aux vitesses d’évasion, lente ou rapide,

leurs valeurs découlent de ce que nous avons observé en mer, sur les différentes espèces du

peuplement. L’influence de cet aspect de la modélisation de l’impact peut être mis en évidence

grâce à quelques tests.

Enfin, la philosophie de notre approche, dont le trait principal consiste à se fonder sur une

métrique des niveaux perçus pour évaluer les effets, est originale. Une comparaison avec la

principale approche proposée par ailleurs, celle qui est exposée Southall et al. (2008), est de

toutes façons constructive. En effet, notre approche, comme celle de Southall et al. (2008), n’est

pas figée puisqu’elle évolue avec la publication incessante de nouveaux résultats expérimentaux. Il

est important de distinguer les points où les approches convergent, et ceux où elles diffèrent.

La discussion sur la rationalité de l’approche va donc s’articuler sur ces deux aspects :

certains points critiques de la mise en oeuvre de notre modèle de prévision d’impact, et la

comparaison la philosophie du modèle avec celle d’une autre approche existante.

Pour ce qui est de la prévision des seuils comportementaux, seuils dont le dépassement

provoque l’éloignement, la fuite, ou l’immobilisation-panique des cétacés, il est vrai que la

sensibilité d’un modèle de prévision d’impact peut être importante. On va illustrer ce point en

testant la modélisation des impacts avec différentes vitesses et différents seuils pour une même

espèce, et en comparant les résultats obtenus.

Enfin, un point spécifique portera sur le cas d’une espèce non traitée dans notre exemple,

pour conserver le réalisme de notre peuplement de cétacés, mais très importante pour la

problématique : il s’agit du Ziphius. Nous effectuerons donc une simulation spécifique, comme si le

scénario de transmission de sonar se déroulait dans une zone de peuplement dense de Ziphius.



1) Points forts et limites du modèle proposé

Nous avons évoqué plus haut (§C.1) les limites de notre approche sur la partie

« modélisation des effets reçus », processus physique qui nécessite normalement une

connaissance précise de la bathycélérimétrie. Notre scénario de transmission de sonar étant

localisé au mois de mars et au large, les incertitudes sur la détermination de la propagation des

niveaux sonores ne sont pas de première grandeur. Mais pour tout scénario de pollution sonre se

produisant entre le mois de mai et le mois de novembre, la prise en considération d’une

propagation proche de la réalité (par exemple grâce à un logiciel de tracé de rayons) est

impérative pour prévoir les effets du son au-delà d’une distance de 700-800 m, donc pour tout ce

qui est du domaine du comportemental.

a) Sur les métriques employées

Un des points forts du modèle utilisé réside dans la prise en compte des niveaux perçus pour

la prévision des effets comportementaux. En effet, dans la plupart des approches récentes, on

considérait les niveaux reçus pour prévoir l’apparition des TTS, ou alors des pondérations

fréquentielles par grands groupes d’espèces, mais qui en fait n’apportent aucune différence de

prise en compte de l’audition sur l’essentiel du domaine de fréquence (200 à 50 000 Hz), entre un

marsouin et un cachalot par exemple (Southall et al., 2007). Or depuis l’étude de Finneran &

Schlundt (2010), il est devenu évident que le seuil d’apparition des TTS, et leur amplitude, dépend

fortement de l’audition de l’espèce, et de la fréquence de l’insonification. Finneran & Schlundt

(2010) expriment en effet la valeur du TTS mesuré lors d’expériences à l’aide de la relation

suivante :

TTS = a. log10 [1+10 (Lr-b)/10 ]

où a est un paramètre de pente de croissance du TTS et b un niveau sonore seuil dépendant de la

fréquence. Or, les niveaux seuils exprimés pour les fréquences de 3 et 20 kHz (resp. 156 et

165 dB) reflètent à peu de choses près la différence de seuil d’audition pour ces deux fréquences,

pour le dauphin considéré. A une constante près, la valeur (Lr – b) de la relation de Finneran &

Schlundt (2010) est donc égale à un niveau perçu Lp : Lr – b(f) = (Lr –seuil (f) – k) = (Lp – k).

Notre méthode de niveaux perçus pour prévoir l’apparition d’un TTS en fonction de la

fréquence de l’insonification est donc confortée par ces travaux expérimentaux.

Un des autres points forts de notre approche, qui est conforté par d’autres méthodes

actuelles (comme Southall et al., 2008), est la prise en compte de la variable « durée

d’insonification » pour la prévision des TTS, sous la forme d’une expression du seuil en terme de

dose d’exposition sonore SEL (en dB re 1µPa2.s). Les expériences sur le Grand dauphin avec des

sons intermittents de sonar menées par Finneran et al. (2010a et b) montrent que la prévision du

seuil d’apparition de TTS et de l’amplitude de TTS est mieux décrite par un modèle complexe, qui

intègre les temps morts entre deux impulsions de sonar, que par le simple modèle d’accumulation



d’énergie basé sur le SEL. Cependant, la différence n’est pas importante, d’une part, et d’autre

part une métrique SEL simple se situe du côté de la sécurité des cétacés, en ce sens qu’elle a

tendance à légèrement sous-estimer le temps d’exposition nécessaire pour provoquer un TTS.

Dernier point, les résultats expérimentaux sont encore trop peu nombreux pour justifier l’emploi

d’un modèle complexe et qui reste fragile.

Par conséquent, l’utilisation dans notre approche d’une métrique en SEL pour tenir compte

de la durée d’insonification dans la prévision des TTS et des PTS reste aujourd’hui encore la

meilleure option.

b) Sensibilités des résultats aux seuils adoptés pour les effets comportementaux

La prévision des effets comportementaux et acoustiques repose en partie sur les seuils

adoptés pour définir les mouvements d’évasion, éloignement et fuite, principalement, ainsi que les

vitesses moyennes adoptées pour ces modalités d’évasion. Pour évaluer la sensibilité de nos

prévisions à ces paramètres, on reprend la prévision d’impact réalisée pour le Dauphin bleu et

blanc en faisant varier deux couples de valeurs, (seuil d’éloignement-seuil de fuite) et (vitesse

d’éloignement-vitesse de fuite) dans un sens, puis dans l’autre. Cela nous donne quatre cas de

modélisation, pour lesquels on peut comparer les prévisions, au travers des doses d’expositions

perçues par l’ensemble des groupes de dauphins.

Cas Seuild’éloignement

Seuil de fuite Vitessed’éloignement

Vitesse defuite

référence 65 dB perçus 80 dB perçus 2 m/s (0,5) 4 m/s (1)

seuils plus forts 70 dB perçus 85 dB perçus 2 m/s (0,5) 4 m/s (1)

seuils plus faibles 60 dB perçus 75 dB perçus 2 m/s (0,5) 4 m/s (1)

vitesses + élevées 65 dB perçus 80 dB perçus 2.5 m/s (0,3) 5 m/s (1)

vitesse + faibles 65 dB perçus 80 dB perçus 1.5 m/s (0,5) 3 m/s (1)

Tableau 34 : Paramètres utilisés pour évaluer la sensibilité de la prévision (Dauphin bleu et blanc)

Pour ces évaluations, nous conservons le même scénario de transmission du sonar que

dans la prévision d’impact effectuée plus haut. On constate que les variations sur les doses

sonores perçues par les dauphins ne sont pas drastiques (Fig.76). L’influence des variations de

vitesses d’évasion n’est pas univoque. Par contre, une augmentation des seuils d’évasion se

traduit par un plus grand nombre de groupes de dauphins exposés à des doses supérieures à 90

dBSEL, et vice versa.

Cela confirme que les études CEE doivent être analysées avec soin pour en déduire les

niveaux sonores qui provoquent différents types de réaction, si possible sur des espèces très

proches de celles qui sont analysées dans une étude d’impact.



Figure 76 : Influence des seuils et vitesses sur les doses d’exposition sonore des dauphins.

Malgré tout, la variation des seuils et des vitesses ne fait pas apparaître de cas de TTS ou

de PTS, ce qui indique que notre prévision d’impact est quand même assez robuste vis-à-vis de la

conséquence sévère que constitue une perte auditive partielle.

c) Cas spécifique du Ziphius

Il serait incongru dans une telle étude de ne pas aborder spécifiquement le cas du Ziphius,

espèce méditerranéenne qui est une victime signalée des exercices navals avec sonar. Le Ziphius

ne faisant pas partie du peuplement habituel au large des îles du Levant50, nous avons abordé son

cas en faisant rejouer le scénario sonar dans une zone où il y aurait une forte densité de Ziphius.

Les paramètres de population sont les suivants : densité de 0,04 individu par km2, 2 individus

par groupe. Les paramètres de la source sonore sont les mêmes que précédemment : niveau de

source de 220 dB re1µPa@1m, 4,5 kHz, 5 pings de 0,5 sec par minute, vitesse du bateau 5 m/s,

parcours en zig-zags avec 8 points de passage (Fig.77). Les paramètres de comportement sont

les suivants : vitesse normale d’évasion 2,5 m/s (+/-0,5) – vitesse de fuite 3,5 m/s (+/-1) – seuil

d’évasion 60 dB perçus – seuils de fuite 75 dB perçus – seuils de panique 90 dB perçus.

Comme dans les cas de l’étude principale, nous avons fait tourner le logiciel à trois reprises

et nous donnons la moyenne des doses perçues : sur 72 groupes de Ziphius, 67 subissent une

perte auditive TTS, et 5 sont indemnes. Les doses totales perçues sont supérieures à 110 dB

re1µPa2.s (un groupe), comprises entre 100 et 110 dB (66 groupes) et inférieures à 100 dB (5

groupes).

On constate que l’impact prévu du scénario sonar est énorme, dans un tel cas.

Les doses perçues dépassent le seuil de TTS dans la majorité des cas, en raison de la

bonne sensibilité auditive du Ziphius à la fréquence de 4,5 kHz (Fig.58) qui est de 72 dB environ.

50 Bien qu’il soit signalé de temps à autre.



La majorité des groupes de Ziphius réagissent par une évasion rapide (couleur verte) à l’approche

du sonar, mais cette évasion ne suffit pas à leur épargner une forte exposition aux doses sonores.

Figure 77 : Application de la simulation du scénario sonar à une population de Ziphius.

Même si par essence, les prévisions ne peuvent pas être exactes, la différence de la

simulation pour le Ziphius par rapport aux autres cas est impressionnante. Il est évident que

l’utilisation du sonar à moyenne fréquence dans une zone densément peuplée de Ziphius est à

éviter, en Méditerranée comme ailleurs. La simulation rejoint ici l’expérience : des échouages de

Ziphius ont été observés à de nombreuses reprises lors d’exercices de sonar51.

51 Comme cela vient à nouveau de se produire en Grèce (1er avril 2014).



2) Comparaison avec d'autres approches disponibles

Le développement et l’emploi de systèmes de prévision et de mitigation des impacts des

nuisances sonores date d’une dizaine d’années, avec l’apparition de logiciels complets depuis un

peu moins de temps. Un logiciel complet permet de prévoir les impacts d’une source dans un

contexte géo-référencé donné, avec la connaissance du peuplement local basé sur des bases de

données intégrées dont la précision est variable52.

Le « moteur » qui permet à un logiciel de prévoir les pertes auditives a généralement été

développé par ailleurs, sous forme d’un critère qui s’inspire des résultats expérimentaux

disponibles. Dans les cas où les principes actifs du logiciel sont connus, on s’aperçoit qu’il y a un

point commun : la prévision des pertes auditives est basée sur l’accumulation de l’énergie sonore

reçue au cours du scénario de transmission, c’est-à-dire la métrique en SEL, mesure du niveau

d’exposition en dB re 1µPa2.s. C’est le cas du critère de Southall et al. (2007), et du critère en

cours de révision pour le National Oceanic and Atmosphere Administration53, qui s’en inspire

directement.

La partie active d’un logiciel qui permet de prévoir les réactions comportementales est en

général moins explicite. Pour le logiciel Sakamata, il apparaît une référence aux niveaux sonores

qui entraînent des réactions d’aversion ou d’inconfort chez les humains (Benders et al., 2004 ;

Verboom & Kastelein, 2005). Pour d’autres logiciels, les expériences récentes de CEE ont

certainement été utilisées pour exprimer des critères de réaction, ce que nous avons également

fait dans cette étude avec le matériel scientifique disponible. Il est clair que la détermination des

effets comportementaux est un enjeu extrêmement important pour la prévision des impacts des

pollutions sonores, ce qui justifie d’ailleurs les efforts scientifiques actuels (plusieurs gros

programmes de CEE).

a) Audiométrie par espèce ou regroupement d’espèces ?

Pour revenir à la prévision des impacts auditifs, mais cette fois sur la prise en compte de

l’audition des différentes espèces, plusieurs approches existent : en général, le principe est de

comparer les doses sonores reçues à des courbes de sensibilités qui sont déterminées pour des

groupes d’espèces de cétacés. Ces groupes sont basés sur la classification zoologique, en

distinguant les mysticètes des odontocètes. Ces derniers sont eux-mêmes subdivisés en sous-

groupes. Dans l’approche de Southall et al. (2007), il y a deux sous-groupes d’odontocètes : celui

des cétacés « moyenne fréquence » et celui des cétacés « haute fréquence ». Le premier

52 Certains logiciels sont développés et commercialisés par des industriels du sonar, comme Sakamata(TNO) ou ERMC (BaeD).53 Draft Guidance for Assessing the Effects of Anthropogenic Sound on Marine Mammals - AcousticThreshold Levels for Onset of Permanent and Temporary Threshold Shifts (23 décembre 2013)



regroupe les cachalots, la plupart des delphinidés, les ziphiidés, les monodontidés, et le second,

les marsouins, les dauphins de rivière et les dauphins du genre Cephalorhynchus54.

Les impacts auditifs générés sur toutes les espèces d’un même groupement reposent sur

une pondération dérivant d’une courbe unique de sensibilité. Or, les espèces incluses dans un

même groupement ont souvent un audiogramme très distinct, comme par exemple pour nos

espèces méditerranéennes, le Globicéphale noir et le Dauphin bleu et blanc (Fig.78).

Figure 78 : Comparaison des audiogrammes du Dauphin bleu et blanc et du Globicéphale noir.

Pour le domaine basse et moyenne fréquence, très important pour notre problématique, la

différence de sensibilité entre des deux espèces avoisine 20 dB, ce qui est très important en terme

de conséquence sur la vulnérabilité aux énergies sonores.

Pour cette raison, une approche basée sur les audiogrammes des espèces, telle que la

nôtre, est meilleure qu’une approche basée sur des grands regroupements d’espèces, même si

nous avons été conduits à utiliser un audiogramme semi-synthétique pour le Cachalot et Le

Rorqual commun.

b) Type de pondération fréquentielle

Dans toutes les approches récentes, ce ne sont pas les niveaux reçus qui servent de

métrique pour prévoir les pertes auditives, mais des niveaux qui sont pondérés en fonction de la

sensibilité auditive. La méthode de pondération est variable : dans le cas de notre approche, la

pondération se déduit directement de l’audiogramme, puisque le niveau perçu est égal au niveau

reçu diminué du seuil d’audition à la fréquence considérée. Prenons l’exemple du Dauphin bleu et

blanc : avec l’approche de Southall et al. (2008), on a une pondération extrêmement plate, pour

laquelle le niveau sonore « actif » pour la détermination des pertes auditives est égal au niveau

reçu sur la plus grande partie du domaine (Fig.79).

54 Les regroupements ont été légèrement modifiés dans la proposition de mise à jour du NOAA.



Figure 79 : Pondérations fréquentielles pour le Dauphin bleu et blanc - comparaison.

Prenons l’exemple de la fréquence de 4,5 kHz (notre cas de calcul) : avec notre approche,

on pondère le niveau reçu en lui soustrayant 50 dB, alors que la pondération de Southall et al.

(2008) aboutit à une pondération nulle (Fig.79). La différence en terme de prévision de pertes

auditives est énorme.

En réalité, deux phénomènes rendent la pondération proposée par Southall et al. (2008) très

peu effective pour le Dauphin bleu et blanc, et d’autres delphinidés pélagiques : d’abord, la courbe

de pondération est calée sur le domaine vocal de la totalité des espèces « moyenne fréquence », y

compris le Cachalot, qui émet des sons à basse fréquence, alors que les petits dauphins n’en

émettent pas. Ensuite, la courbe de pondération est très plate sur l’essentiel du domaine utile de

l’espèce, car elle suppose que les effets des sons forts sont beaucoup plus uniformes que la

sensibilité aux sons faibles (qui par définition constitue l’audiogramme d’une espèce). Cependant,

par la suite, Finneran et al. (2010) ont montré que l’influence de la fréquence sur le seuil et

l’amplitude des pertes auditives TTS était en fait assez importante, ce qui invalide l’hypothèse

d’une courbe de pondération assez plate pour une espèce donnée. C’est pour cette raison que le

NOAA propose actuellement de modifier la courbe de pondération, de manière assez empirique,

pour la rendre beaucoup plus dépendante de la fréquence dans les domaines centraux de

l’audition des espèces.

Face à cette incertitude persistante, nous pensons justifié de nous en tenir à notre approche

de pondération basée directement sur l’audiogramme, donc clairement identifiable et traçable. Il

est probable que la pondération fréquentielle réellement utilisable pour prévoir les TTS est plus un

peu plus aplatie que la courbe simplement déduite de l’audiogramme. La conséquence de l’option

« audiogramme » est une pondération négative plus forte des niveaux sonores aux fréquences qui

sont en dehors du domaine de meilleure audition de chaque espèce de cétacé, comme c’est le cas

pour les delphinidés dans notre cas de sonar virtuel à 4,5 kHz. Cependant, au vu des modifications

présentées par le NOAA fin-2013, la différence pourrait être minime.



De plus, l’approche Southall/NOAA conserve son inconvénient fondamental, qui est de

regrouper un trop grand nombre d’espèces différentes, au détriment de la justesse de la

pondération à apporter pour chaque espèce. Enfin, la révision en cours (document NOAA de

décembre 2013), consiste à proposer une courbe de pondération composite, réunion de deux

courbes. Outre que cette construction est empirique, ce type de solution est de toute évidence

destiné à pallier temporairement les incertitudes réelles sur cette problématique. Elle n’est pas

destinée à durer longtemps : d’ici quelques années au plus, la recherche éclaircira davantage ce

point encore nébuleux, mais très important, des démarches de prévision d’impact sonore.



Conclusion

La problématique des effets des pollutions sonores sur les cétacés voit les connaissances

progresser très vite depuis que l’on a constaté à quel point ces mammifères pouvaient être

touchés par les activités bruyantes. Cette étude donne un état des lieux en intégrant les progrès

scientifiques de ces dernières années, notamment dans les deux domaines clefs que sont d’une

part, la compréhension des phénomènes de fatigue auditive, et, d’autre part, l’importance des

réactions comportementales. Pour ce qui est de la prévision des pertes de sensibilité auditive, il

est devenu évident depuis quelques années que les effets d’un niveau sonore élevé sur une

espèce donnée dépendent fortement de la fréquence de l’insonification, et de la durée de

l’exposition au son. Toute approche de prévision des impacts qui ne prendrait pas en compte cet

aspect serait vouée à l’échec. En ce qui concerne les réactions comportementales, les résultats

récents des expériences d’exposition contrôlée, sur de nombreuses espèces, démontrent qu’une

large gamme de réactions se produit lorsque les cétacés perçoivent les sources sonores, même à

des niveaux beaucoup plus faibles que ceux qui provoquent des atteintes auditives. Ces réactions

comportementales concernent un nombre beaucoup plus grand d’individus que les effets auditifs,

aussi leur prise en compte est obligatoire dans toute étude d’impact sérieuse. De plus, les

réactions comportementales peuvent provoquer des échouages massifs, et leur prévision est

nécessaire pour déterminer le risque d’impact auditif sur les individus proches de la source.

Après avoir justifié les bases théoriques et expérimentales de notre approche de la prévision

des impacts sonores, dans laquelle les niveaux perçus ont une grande importance, nous avons

effectué une prévision d’impact dans le cas du scénario choisi : celui d’un exercice de transmission

de sonar à moyenne fréquence. Le sonar a des caractéristiques « génériques » arbitraires, et le

scénario lui-même est imaginaire. Par contre, nous choisissons d’exercer la simulation en eaux

profondes et en conditions hivernales, pour des raisons de faisabilité. L’outil de simulation est un

logiciel de prévision mis au point par Klymene Recherche Marine, plusieurs années en amont de

l’étude, et utilisé auparavant dans des cas réels. Cette simulation nous conduit à déterminer les

impacts de la transmission sonar sur un peuplement de cétacés comprenant le Dauphin bleu et

blanc, le Dauphin de Risso, le Cachalot et le Rorqual commun. Les résultats de la prévision

comprennent une gamme d’effets, allant de l’indifférence quasi-totale (Rorqual commun) à

l’évasion rapide (Dauphin de Risso) et à des atteintes auditives (Cachalot). Nous discutons ces

résultats, en même temps que les tenants et les aboutissants de notre approche. L’approche par

simulation est aujourd’hui indispensable si l’on veut prévoir les effets biologiques et

comportementaux de manière réaliste ; elle peut évoluer en fonction des progrès de la science.

L’effet des pollutions sonores a été largement ignoré dans la mise en oeuvre de la protection

des cétacés en Méditerranée, et ailleurs. La détérioration acoustique du milieu marin a pu, et

pourra, provoquer la désertion d’habitats locaux par certaines espèces vulnérables.



Références bibliographiques

Une bibliothèque pdf des références utilisées est fournie, en fonction de la disponibilité des

fichiers. Les références fournies sont signalées par un nom de premier auteur écrit en BLEU.

Aguilar Soto N., M. Johnson, P.T. Madsen, P.L. Tyack, A. Bocconcelli, J.F. Borsani, 2006. Doesintense ship noise disrupt foraging in deep diving Cuvier's beaked whales (Ziphiuscavirostris)? Mar.Mam.Sci. 22(3): 690–699.

Arbelo M., Sierra E., Mendez M., Godinho A., Ramirez G., Caballero M.J, Fernandez A., 2007.Atypical beaked whale mass stranding in Almeria’s coasts: pathological study. 21st AnnualConference of the E.C.S. (San Sebastian). Abstracts : 75.

Au W.W. L., P.E. Nachtigall, J L. Pawloski 1999. Temporary threshold shift in hearing induced byan octave band of continuous noise in the bottlenose dolphin. J. Acoust. Soc. Am.106(4):abstract.

Au W.W.L., 2000. Hearing in whales and dolphins: an overview. Pp1-43 in Au W.W.L., PopperA.N., Fay R.R. (Eds). Hearing by whales and dolphins, Springer Handbook of AuditoryResearch: 485pp.

Au W.W.L.,& Hastings M.C., 2008. Principles of Marine Bioacoustics. Springer: 679pp.

Au W.W.L., Ford J.K.B., Horne J.K., Newman Allman K.A., 2004. Echolocation signals of free-ranging killer whales (Orcinus orca) and modeling of foraging for chinook salmon(Oncorhynchus tshawytscha). J.Acoust.Soc.Am. 115(2): 901-909

André M., A. Supin, E. Delory, C. Kamminga, E. Degollada, J. M. Alonso, 2003. Evidence ofdeafness in a striped dolphin, Stenella coeruleoalba. Aquatic Mammals 29(1): 3–8.

Benders F.P.A., Beerens S.P., Verboom W.C., 2004. SAKAMATA - A tool to avoid whalestrandings. Proceedings of UDT Conference (Nice, June 2004) : 6pp.

Boyd Y., Claridge D., Clarck C., Southall B., Tyack P., 2007. Behavioral Research Study 2007Cruise Report. executive summary: 11pp.

Boyd Y., 2009. Analysis and application of BRS data (Latte and other approaches). Présentationorale à ESOMM3, Lerici (7-9 sept 09).

Buckstaff K.C., 2004. Effects of watercraft noise on the acoustic behavior of bottlenose dolphinsT.truncatus in Sarasota Bay, Florida. Mar.Mam.Sci. 20(4): 709-725.

Carstensen J., O.D. Henriksen, J. Teilmann, 2006. Impacts of offshore wind farm construction onharbour porpoises: acoustic monitoring of echolocation activity using porpoise detectors (T-PODs). Mar.Ecol. Prog.Ser. (321): 295–308.

Cook M.L.H., R.A. Varela, J.D. Goldstein, S.D. McCulloch, G.D. Bossart, J.J. Finneran, D. Houser,D.A. Mann, 2006. Beaked whale auditory evoked potential hearing measurements. J CompPhysiol A 192: 489–495.

Cox T.M., T.J. Ragrn, A.J. Read, E. Vos, R.W. Baird, K. Balcomb et al., 2006. Understanding theimpacts of anthropogenic sound on beaked whales. J. Cet. Res. Manage. 7(3): 177–187.

Cranford T.W., M.F. McKenna, M.S. Soldevilla, S.M. Wiggins, J.A. Goldbogen, R.E. Shadwick, P.Krysl, J.A. St. Leger, J.A. Hildebrand, 2008. Anatomic geometry of sound transmission andreception in Cuvier’s beaked whale (Ziphius cavirostris). The Anatomical Record 291: 353–378

Crum L.A., Yi Mao, 1996. Acoustically enhanced bubble growth at low frequencies and itsimplications for human diver and marine mammal safety. J.Acoust.Soc.Am. 99 (5), 2898-2907.

Crum L.A., M.R. Bailey, J. Guan, P.R. Hilmo, S.G. Kargl, T.J. Matula, O.A. Sapozhnikov, 2005.Monitoring bubble growth in supersaturated blood and tissue ex vivo and the relevance tomarine mammal bioeffects. Acoustical Research Letter Online 6(3).

D'Amico A., 2010. Latest Behavioral Response Study Builds Upon Years of Marine MammalResearch.Currents Summer 2010: 48-55.



David J.A., 2006. Likely sensitivity of bottlenose dolphins to pile-driving noise. Water andEnvironment Journal 20: 48-54.

Erbe C., 2002. Underwater noise of whale-watching boats and potential effects on killer whales(Orcinus orca), based on an acoustic impact model. Mar.Mam.Sci. 18(2): 394-418.

Erbe C., A. MacGillivray, R. Williams, 2012. Mapping cumulative noise from shipping to informmarine spatial planning. J.Acoust.Soc.Am. 132(5): EL423-428

Erbe C., 2013. Underwater noise of small personal watercraft (jet skis). J. Acoust. Soc. Am. 133(4),EL326: 5pp

Evans P.G.H., Nice H, 1997. Review of the effects of underwater sound generated by seismicsurveys on cetaceans. Report of the Sea Watch Foundation: 50pp.

Evans D.L., England G.R., 2001. Joint Interim Report Bahamas Marine Mammal Stranding Eventof 14-16 March 2000. NOAA/U.S. Navy: 66pp.

Fernandez A., J.F. Edwards, F. Rodriguez, A. Espinosa de los Monteros, P. Herraez, P. Castro,J.R. Jaber, V. Martin, M. Arbelo, 2005. ‘‘Gas and Fat Embolic Syndrome’’ Involving a massstranding of beaked whales (Family Ziphiidae) exposed to anthropogenic sonar signals. Vet.Pathol. 42: 446-457.

Finneran J.J., C.E. Schlundt, D.A. Carder, J.A. Clark, J.A. Young, J.B. Gaspin, S.H. Ridgway,2000. Auditory and behavioral responses of bottlenose dolphins (Tursiops truncatus) and abeluga whale (Delphinapterus leucas) to impulsive sounds resembling distant signatures ofunderwater explosions. J.Acoust.Soc.Am. 108(1): 417-431.

Finneran J J., C E. Schlundt, R Dear, D A. Carder, S H. Ridgway, 2002. Temporary shift in maskedhearing thresholds in odontocetes after exposure to single underwater impulses from aseismic watergun. J.Acoust.Soc.Am. 111(6): 2929-2940.

Finneran J.J., D.A. Carder, C.E. Schlundt, S.H. Ridgway, 2005. Temporary threshold shift inbottlenose dolphins (Tursiops truncatus) exposed to mid-frequency tones. J.Acoust.Soc.Am.118(4): 2696-2705.

Finneran J.J., C.E. Schlundt, B. Branstetter, R.L. Dear, 2007. Assessing temporary threshold shiftin a bottlenose dolphin (Tursiops truncatus) using multiple simultaneous auditory evokedpotentials. J.Acoust.Soc.Am. 122(2): 1249-1264.

Finneran J.J., D.S. Houser,B. Mase-Guthrie, R.Y. Ewing, R.G. Lingenfelser, 2009. Auditory evokedpotentials in a stranded Gervais’ beaked whale (Mesoplodon europaeus). J.Acoust.Soc.Am.126(1): 484-490.

Finneran J.J., C.E. Schlundt, 2010. Frequency-dependent and longitudinal changes in noise-induced hearing loss in a bottlenose dolphin (Tursiops truncatus) (L). J. Acoust. Soc. Am.128(2): 567-570

Finneran J.J., D.A. Carder, C.E. Schlundt, R.L. Dear, 2010. Growth and recovery of temporarythreshold shift at 3 kHz in bottlenose dolphins: Experimental data and mathematical models. J.Acoust. Soc. Am. 127(5): 3256-3266

Finneran J.J., D.A. Carder, C.E. Schlundt, R.L. Dear, 2010. Temporary threshold shift in abottlenose dolphin (Tursiops truncatus) exposed to intermittent tones. J. Acoust. Soc. Am.127(5): 3267-3272

Finneran J.J., C.E. Schlundt, 2013. Effects of fatiguing tone frequency on temporary threshold shiftin bottlenose dolphins (Tursiops truncatus). J. Acoust. Soc. Am. 133(3): 1819-1826.

Frantzis A., 2004. The first mass stranding that was associated with the use of active sonar(Kyparissiakos gulf, Greece 1996). Proceedings of the workshop on active sonars andcetaceans (La Palmas, 8 March 2003): 14-20.

Freitas L., 2004. The stranding of three Cuvier's beaked whales Ziphius cavirostris in Madeiraarchipelago- May 2000. Proceedings of the workshop on active sonars and cetaceans (LaPalmas, 8 March 2003): 28-32.



Gannier A., 2006. Le peuplement estival de cétacés dans le Sanctuaire Marin Pelagos(Méditerranée nord-occidentale): distribution et abondance. Mammalia 70(1): 17-27.

Gannier A., Fuchs S., Quèbre P., Oswald J.N., 2010. Performance of a contour-basedclassification method for whistles of Mediterranean delphinids. Applied Acoustics 71: 1063-1069.

Gannier A., Mifsud L., 2011. From experimental data to a scale of sound-induced effectsexpressed in terms of perceived levels. Fourth International Conference on the Effects ofSound in the Ocean on Marine Mammals (Amsterdam, 5-9 September 2011). Abstract

Gentry R.L., 2002. Mass Stranding of Beaked Whales in the Galapagos Islands, April 2000. Unp.note, November 4, 2002.

Gillespie D., C. Dunn, J. Gordon, D. Claridge, C. Embling, I. Boyd, 2009. Field recordings ofGervais’ beaked whales Mesoplodon europaeus from the Bahamas. J. Acoust. Soc. Am.125(5): pp.

Gordon J., D. Gillespie, J. Potter, A. Frantzis, M. P. Simmonds, R. Swift, D. Thompson, 2004. AReview of the effects of seismic surveys on marine mammals. Marine Technology SocietyJournal 37(4): 16-45.

Gray H., K. Van Waerebeek, 2011. Postural instability and akinesia in a pantropical spotteddolphin, Stenella attenuata, in proximity to operating airguns of a geophysical seismic vessel.Journal for Nature Conservation 19: 363– 367.

Hatch L., C. Clark, R. Merrick, S. Van Parijs, D. Ponirakis, K Schwehr, M. Thompson, D. Wiley,2008. Characterizing the relative contributions of large vessels to total ocean noise fields: acase study using the Gerry E. Studds Stellwagen Bank National Marine Sanctuary.Environmental Management 42: 735–752.

Hildebrand J. 2004. Source of Anthropogenic Sound in the Marine Environment. Marine MammalCommission. Source : www.mmc.gov/sound/internationalwrkshp/backgroundpapers.html

Hohn A A., D S. Rotstein, C.A. Harms, B.L. Southall, 2006. Report on marine mammal unusualmortality event UMESE0501Sp: multispecies mass stranding of pilot whales (Globicephalamacrorhynchus), Minke whale (Balaenoptera acutorostrata), and dwarf sperm whales (Kogiasima) in North Carolina on 15-16 January 2005. NOAA Technical Memorandum NMFS-SEFSC-537: 230pp.

Holt M.M., D.P. Noren, V. Veirs, C.K. Emmons, S. Veirs, 2009. Speaking up: Killer whales (Orcinusorca) increase their call amplitude in response to vessel noise. J.Acoust.Soc.Am. 125(1):ET27.

Houser D.S., J.J. Finneran, 2006. A comparison of underwater hearing sensitivity in bottlenosedolphins (Tursiops truncatus) determined by electrophysiological and behavioral methods. J.Acoust. Soc. Am. 120(3): 1713-1722.

Houser D.S., A Gomez-Rubio, J.J. Finneran, 2008. Evoked potential audiometry of 13 Pacificbottlenose dolphins (Tursiops truncatus g.). Marine Mammal Science 24(1): 28–41

Huggenberger S., M.A. Rauschmann, H.H.A. Oelschlagger, 2008. Functional Morphology of theHyolaryngeal Complex of the Harbor Porpoise (Phocoena phocoena): Implications for its Rolein Sound Production and Respiration. The Anatomical Record 291:1262–1270

Huggenberger S., M.A. Rauschmann, T J. Vogl, H.H.A. Oelschlager, 2009. Functional morphologyof the nasal complex in the harbor porpoise (Phocoena phocoena L.). The Anatomical Record292: 902–920

ICES 2005. Report of the Ad-hoc Group on Impacts of Sonar on Cetaceans and Fish (AGISC). CM2006/ACE06: 25pp.

Jensen F.H., L. Bejder, M. Wahlberg, N. Aguilar Soto, M. Johnson, P.T. Madsen, 2009. Vesselnoise effects on delphinid communication. M.E.P.S. 395: 161–175

Jepson P.D., Arbelo M., Deaville R., Patterson I.A.P., Castro P., Baker J.R., Degollada E., RossH.M., Herraez P., Pocknell A.M., Rodriguez F., Howie F.E., Espinosa A., Reid R.J., Jaber J.R.,



Martin V., Cunninghan A.A., Fernandez A., 2003. Gas-bubble lesions in stranded cetaceans.Nature 435: 575–576.

Jepson P.D., R. Deaville, K. Acevedo-Whitehouse, J. Barnett, A. Brownlow, R.L. Brownell Jr., F.C.Clare, N. Davison, R.J. Law, J. Loveridge, S.K. Macgregor, S. Morris, S. Murphy, R. Penrose,M.W. Perkins, E. Pinn, H. Seibel, U. Siebert, E. Sierra, V. Simpson, M.L. Tasker, N. Tregenza,A.A. Cunningham, A. Fernandez, 2013. What caused the UK’s largest common dolphin(Delphinus delphis) mass stranding event?. PLOS One 8(4) e60953: 18pp

Jochens A., D. Biggs, K. Benoit-Bird, D. Engelhardt, J. Gordon, C. Hu, N. Jaquet, M. Johnson, R.Leben, B. Mate, P. Miller, J. Ortega-Ortiz, A. Thode, P. Tyack, B. Würsig, 2008. Sperm whaleseismic study in the Gulf of Mexico. Synthesis report. OCS Study-MMS 2008-006: 341pp.

Johnson M.P., Madsen P.T., Zimmer W.M.Z., Aguilar de Soto N., & Tyack P.T. 2004. Beakedwhales echolocate on prey. Proceedings of the Royal Society Biological Letters.DOI10.1098/rsbl.2004.0208 .

Johnson M., P.T. Madsen, W.M.X. Zimmer, N. Aguilar de Soto, P.L. Tyack, 2006. ForagingBlainville’s beaked whales (Mesoplodon densirostris) produce distinct click types matched todifferent phases of echolocation. The Journal of Experimental Biology 209: 5038-5050

Joint Nature Concervation Council, 2004. Guidelines for minimising the disturbance to marinemammals from seismic surveys. JNCC report: 9pp.

Kastelein R.A., P. Bunskoek, M. Hagedoorn, W.W.L. Au, D. de Haan, 2002. Audiogram of a harborporpoise (Phocoena phocoena) measured with narrow-band frequency-modulated signals. J.Acoust. Soc. Am. 112(1): 334-344.

Kastelein R.A., M. Hagedoorn, W.W. L. Au, D. de Haan, 2003. Audiogram of a striped dolphin(Stenella coeruleoalba). JASA 113(2) : 1130-1337.

Kastelein R.A., N. Jennings, W.C. Verboom, D. de Haan, N.M. Schooneman, 2006. Differences inthe response of a striped dolphin (Stenella coeruleoalba) and a harbour porpoise (Phocoenaphocoena) to an acoustic alarm. Marine Environmental Research 61: 363-378

Kastelein R.A., W.C. Verboom, N. Jennings, D. de Haan, S. van der Heul, 2008. The influence of70 and 120 kHz tonal signals on the behavior of harbor porpoises (Phocoena phocoena) in afloating pen. Marine Environmental Research 66: 319–326

Kastelein R.A., W C. Verboom, N Jennings, D de Haan, 2008. Behavioral avoidance thresholdlevel of a harbor porpoise (Phocoena phocoena) for a continuous 50 kHz pure tone (L).J.Acoust.Soc.Am. 123(4): 1858-1861.

Kastelein R.A., N. Steen, R. Gransier, P.J. Wensveen, C.A. F. de Jong, 2012. Threshold receivedsound pressure levels of single 1–2 kHz and 6–7 kHz up-sweeps and down-sweeps causingstartle responses in a harbor porpoise (Phocoena phocoena). J. Acoust. Soc. Am. 131(2):2325-2333.

Kastelein R.A., R. Gransier, L. Hoek, M. Rambags, 2013. Hearing frequency thresholds of a harborporpoise (Phocoena phocoena) temporarily affected by a continuous 1.5kHz tone. J. Acoust.Soc. Am. 134(3): 2286-2292.

Ketten D.R., J. Lien, S. Todd, 1993. Blast injury in humpback whale ears: Evidence andimplications (A). J. Acoust. Soc. Am. 94(3): 1849-1850.

Ketten D.R., 2005. Beaked whale necropsy findings for strandings in the Bahamas, Puerto Rico,and Madeira, 1999-2002. WHOI Technical report 2005-09: 38pp

Krysl P., T. W. Cranford, S. M. Wiggins, J. A. Hildebrand, 2006. Simulating the effect of high-intensity sound on cetaceans: Modeling approach and a case study for Cuvier’s beaked whale(Ziphius cavirostris). J.Acoust.Soc.Am. 120 (4): 2328–2339.

Kvadsheim P., F. Benders, P. Miller, L. Doksæter, F. Knudsen, P. Tyack, N. Nordlund, F-P Lam, F.Samarra, L. Kleivane

, O.R. Godo, 2007. Herring (sild), killer whales (spekkhogger) and sonar

– the 3S-2006 cruise report with preliminary results. FFI-rapport 2007/01189: 79pp.



Kvadsheim P., F.-P. Lam, P. Miller, A.C. Alves, R. Antunes, A. Bocconcelli, S. van Ijsselmuide,Lars Kleivane, M. Olivierse, F. Visser, 2009. Cetaceans and naval sonar – the 3S-2009 cruisereport. FFI-rapport 2009/01140: 133pp.

Laran S., Dulau-Drouot V., 2007. Seasonal variation of striped dolphins, fin- and sperm whales’abundance in the Ligurian Sea (Mediterranean Sea). J. Mar. Biol. Ass. U.K. 87: 345–352

Laroche C., R. Hétu, S. Poirier, 1989. The growth of and recovery from TTS in human subjectsexposed to impact noise. J. Acoust. Soc. Am. 88(4): 1681-1690.

Li S., D. Wang, K. Wang, E.A. Taylor, E. Cros, W. Shi, Z. Wang, L. Fang, Y. Chen, F. Kong, 2012.Evoked-potential audiogram of an Indo-Pacific humpback dolphin (Sousa chinensis). TheJournal of Experimental Biology 215: 3055-3063

Lucke K., U. Siebert, P.A. Lepper, M.-A. Blanchet, 2009. Temporary shift in masked hearingthresholds in a harbour porpoise (Phocoena phocoena) after exposure to seismic airgunstimuli. J. Acoust. Soc. Am. 125(6): 4060-4070.

Lurton X., L. Antoine, 2007. Analyse des risques pour les mammifères marins liés à l’emploi desméthodes acoustiques en océanographie. Rapport final DOP/CB/NSE/AS/07-07 : 88p

Madsen P.T., B. Møhl, 2000. Sperm whales (Physeter catodon L. 1758) do not react to soundsfrom detonators. J.Acoust.Soc.Am. 107(1): 668-671.

Madsen P.T., M. Wahlberg, B. Møhl, 2002. Male sperm whale (Physeter macrocephalus) acousticsin a high-latitude habitat: implications for echolocation and communication. Behav. Ecol.Sociobiol. 53: 31-41.

Madsen P.T., I. Kerr, R. Payne, 2004. Source parameter estimates of echolocation clicks from wildpygmy killer whales (Feresa attenuata) (L). J.Acoust.Soc.Am. 116(4) Pt. 1: 1909-1912.

Madsen P.T., I. Kerr, R. Payne, 2004. Echolocation clicks of two free-ranging, oceanic delphinidswith different food preferences: false killer whales Pseudorca crassidens and Risso’s dolphinsGrampus griseus. The Journal of Experimental Biology 207: 1811-1823.

Madsen P.T., M. Johnson, P.J.O. Miller, N. Aguilar Soto, J. Lynch, P. Tyack, 2006. Quantitativemeasures of air-gun pulses recorded on sperm whales (Physeter macrocephalus) usingacoustic tags during controlled exposure experiments. J.Acoust.Soc.Am. 120(4): 2366–2379.

Madsen P. T., N. Aguilar de Soto, P. Arranz, M. Johnson, 2013. Echolocation in Blainville’s beakedwhales (Mesoplodon densirostris). J Comp Physiol A 199: 451-469.

May-Collado L J., D. Wartzok, 2007. The freshwater dolphin Inia geoffrensis geoffrensis produceshigh frequency whistles. J. Acoust. Soc. Am. 121(2): 1203-1212.

May-Collado L.J., D. Wartzok, 2009. A characterization of Guyana dolphin (Sotalia guianensis)whistles from Costa Rica: the importance of broadband recording systems. J. Acoust. Soc.Am. 125(3): 1202–1213

MacCauley R.D., Fewtrell J., Duncan a.J., et al., 2000. Marine seismic surveys: a study ofenvironmental implications. APPEA Journal: 692-708

McDonald M.A., J.A. Hildebrand, S.M. Wiggins, 2006. Increases in deep ocean ambient noise inthe Northeast Pacific west of San Nicolas Island, California. J.Acoust.Soc.Am. 120(2): 711-718.

Maybaum H. L., 1993. Response of humpback whales to sonar sounds. J.Acoust.Soc.Am. 94(3) pt2; 126 th Meeting of the AAA. Abstract.

Melnick W., 1991. Human temporary threshold shift (TTS) and damage risk. J.Acoust. Soc.Am.90(1): 147-154.

Mercado E. III, J.N. Schneider, A.A. Pack, L.M. Herman, 2010. Sound production by singinghumpback whales. J. Acoust. Soc. Am. 127(4): 2698-2691.

Miller P., Kvadsheim P., Lam F.-P., Tyack P.T., 2009. Behaviour of killer, sperm and long-finnedpilot whales during CEE with sonar signals. Présentation orale à ESOMM3, Lerici (7-9 sept09).



Miller P.J.O., M.P. Johnson, P.T. Madsen, N. Biassoni, M. Quero, P.L. Tyack, 2009. Using at-seaexperiments to study the effects of airguns on the foraging behavior of sperm whales in theGulf of Mexico. Deep-Sea Research I 56:1168–1181.

Miller P., Antunes R., A.C. Alves, P. Wensveen, P. Kvadsheim, L. Kleivane, N. Nordlund, F.-P.Lam, S. van IJsselmuide, F. Visser, P. Tyack, 2011. The 3S experiments: studying thebehavioural effects of naval sonar on killer whales (Orcinus orca), sperm whales (Physetermacrocephalus), and long-finned pilot whales (Globicephala melas) in Norwegian waters.Scottish Oceans Inst. Tech. Rept., SOI-2011-001: 290pp.

Mooney T.A., P.E. Nachtigall, M. Breese, S. Vlachos, W.W.L. Au, 2009. Predicting temporarythreshold shifts in a bottlenose dolphin (Tursiops truncatus): the effects of noise level andduration. J.Acoust. Soc.Am. 125(3): 1816–1826

Mooney T.A., P.E. Nachtigall, S. Vlachos, 2009. Sonar-induced temporary hearing loss in dolphins.Biol. Lett. (on line): 4pp.

Nachtigall P.E., J.L. Pawloski, W.W.L. Au, 2003. Temporary threshold shifts and recovery followingnoise exposure in the Atlantic bottlenosed dolphin (Tursiops truncatus). J.Acoust.Soc.Am.113(6): 3425-3429.

Nachtigall P.E., A.Y. Supin, J. Pawloski, W.W.L. Au, 2004. Temporary threshold shift after noiseexposure in the bottlenose dolphin (T. truncatus) measured using evoked auditory potentials.Mar.Mam.Sci. 20(4): 673-687.

Nachtigall P.E., M M. L. Yuen, T.A. Mooney, K.A. Taylor, 2005. Hearing measurements from astranded infant Risso’s dolphin, Grampus griseus. Journal of Experimental Biology 208 : 4181-4188.

Nachtigall P.E., T.A. Mooney, K.A. Taylor, M.M.L. Yuen, 2007. Hearing and auditory evokedpotential methods applied to odontocete cetaceans. Aquatic Mammals 33(1): 6-13,

National Research Council, 2003. Ocean Noise and Marine Mammals. Report of the NationalAcademy of Sciences: 192 pp.

Nedwell J.R., Parvin S.J, Edwards B., Workman R., Brooker A.G., Kynoch J.E., 2007.Measurement and interpretation of underwater noise during construction and operation ofoffshore windfarms in UK waters. Subacoustech Report No. 544R0738 to COWRIE Ltd. ISBN:978-0-9554279-5-4.

Nedwell J.R., Brooker A G, 2008. Measurement and assessment of background underwater noiseand its comparison with noise from pin pile drilling operations during installation of the SeaGentidal turbine device, Strangford Lough. Subacoustech Report No. 724R0120 to COWRIE Ltd.ISBN: 978-0-9557501-9-9.

NURC, 2006. NATO Undersea Research Centre Human Diver and Marine Mammal Risk MitigationRules and Procedures - Marine Mammal Risk Mitigation Project. NURC Special PublicationNURC-SP-2006-008: 30pp.

OSPAR Commission, 2009. Overview of the impacts of anthropogenic underwater sound in themarine environment. Biodiversity Series. 134pp.

Oswald J.N., S. Rankin, J. Barlow, 2004. The effect of recording and analysis bandwidth onacoustic identification of delphinid species. J. Acoust. Soc. Am. 116(5): 3178-3185.

Pacini A.F., P.E. Nachtigall, L.N. Kloepper, M. Linnenschmidt, A. Sogorb, S. Matias, 2010.Audiogram of a formerly stranded long-finned pilot whale (Globicephala melas) measuredusing auditory evoked potentials. The Journal of Experimental Biology 213: 3138-3143

Pacini A.F., P.E. Nachtigall, L.N. Kloepper, M. Linnenschmidt, 2010. Hearing measurement of astranded pygmy killer whale. Conference of the ECS (Stralsund), poster.

Pacini A.F., P.E. Nachtigall, C.T. Quintos, T.D. Schofield, D.A. Look, G.A. Levine, J.P. Turner,2011. Audiogram of a stranded Blainville’s beaked whale (Mesoplodon densirostris) measuredusing auditory evoked potentials. The Journal of Experimental Biology 214: 2409-2415.

Philips J.D., P.E. Nachtigall, W.W.L. Au, J.L. Pawloski, H.L. Roitblat, 2003. Echolocation in theRisso’s dolphin, Grampus griseus. JASA 113(1): 605-616.



Pirotta E., R. Milor, N. Quick, D. Moretti, N. Di Marzio, P. Tyack, I. Boyd, G. Hastie, 2012. Vesselnoise affects beaked whale behavior: results of a dedicated acoustic response study. PLosOne 7(8): 8pp.

Popov V.V., Klishin V.O., 1998. EEG study of hearing in the common dolphin, Delphinus delphis.Aquatic Mammals 24(1): 13-20.

Popov V.V., A.Ya. Supin, D. Wang, K. Wang, J Xiao, S. Li, 2005. Evoked-potential audiogram of theYangtze finless porpoise Neophocaena phocaenoides asiaeorientalis (L). JASA 117(5): 2728-2731.

Popov V.V., A.Ya. Supin, D. Wang, K. Wang, L. Dong, S. Wang, 2011.Noise-induced temporarythreshold shift and recovery in Yangtze finless porpoises Neophocaena phocaenoidesasiaeorientalis. J. Acoust. Soc. Am. 130(1): 574-584.

Popov V.V., A.Ya. Supin, V.V. Rozhnov, D.I. Nechaev, E.V. Sysuyeva, V.O. Klishin, M.G.Pletenko, M.B. Tarakanov, 2013. Hearing threshold shifts and recovery after noise exposure inbeluga whales, Delphinapterus leucas. The Journal of Experimental Biology 216, 1587-1596.

Prézelin B., 2008. Flottes de combat. Editions maritimes et d’Outremer : 1312pp.

Price G.R., 1981. Implications of a critical level in the ear for assessment of noise hazard at highintensities. JASA 69(1): 171-177.

Rendell L., Gordon J., 1999. Vocal Response of long-finned pilot whales to military sonar in theLigurian Sea. Mar.Mam.Sci. 15(1): 198-204

Rendell L.E., J.N. Matthews, A. Gill, J.C.D. Gordon, D.W. Macdonald, 1999. Quantitative analysisof tonal calls from five odontocete species, examining interspecific and intraspecific variation.J. Zool. Lond. 249: 403-410.

Richardson W.J., Greene C.R., Malme C.I., Thomson D.H., 1995. Marine Mammals and Noise.Academic Press (San Diego, London): 576pp.

Ridgway S.H., Carder D.A., 2001. Assessing hearing and sound production in cetaceans notavailable for behavioral audiograms: experiences with sperm, pygmy sperm and gray whales.Aquatic Mammals 27(3): 267-276.

Riesch R.D., Ford J.K.B., Thomsen F., 2005. Stability and group specificity of stereotyped whistlesin resident killer whales, Orcinus orca, off British Columbia. Animal Behaviour: 13pp

Roberto M., Hamernick R.P., Salvi R.J., Henderson D., Milone R., 1985. Impact noise and theequal energy hypothesis. JASA 77(4): 1514-1520.

Rolland R.M., S.E. Parks, K.E. Hunt, M. Castellote, P.J. Corkeron, D.P. Nowacek, S.K. Wasser,S.D. Kraus, 2012. Evidence that ship noise increases stress in right whales. Proc. R. Soc. B279: 2363-2368.

Rutenko A.N., S.V. Borisov, A.V. Gritsenko, M.R. Jenkerson, 2007. Calibrating and monitoring thewestern gray whale mitigation zone and estimating acoustic transmission during a 3D seismicsurvey, Sakhalin Island, Russia. Environ. Monit. Assess. 134: 21–44

Sauerland M., G. Dehnhardt, 1998. Underwater audiogram of a tucuxi (Sotalia fluviatilisguianensis). J. Acoust. Soc. Am. 103(2): 1199-1204.

Saunders J.C., Dear S.P., Schneider M.E.., 1985. The anatomical consequences of acoustic injury:a review and tutorial. JASA 78(3): 833-860.

Schlundt C.E., J.J. Finneran, D.A. Carder, S.H. Ridgway J., 2000. Temporary shift in maskedhearing thresholds of bottlenose dolphins, Tursiops truncatus, and white whales,Delphinapterus leucas, after exposure to intense tones. Acoust. Soc. Am. 107(6): 3496-3508.

Schlundt C.E., R.L. Dear, D.S. Houser, A.E. Bowles, T. Reidarson, J.J. Finneran, 2011. Auditoryevoked potentials in two short-finned pilot whales (Globicephala macrorhynchus). J. Acoust.Soc. Am. 129(2): 1111-1116.

Schultz M., Betke K., Nehls G., 2006. Underwater noise reduction of pile driving for offshore windturbines – Evaluation of several techniques under offshore conditions. Report summary: 5pp.



Soldevilla M.S., M.F. McKenna, S.M. Wiggins, R.E. Shadwick, T.W. Cranford, J.A. Hildebrand,2007. Cuvier’s beaked whale (Ziphius cavirostris) head tissues: physical properties and CTimaging. J Exp Biology 208: 2319-2332

Southall B.L., Scholik-Schlomer A., 2008. Final report of the NOAA International Conference:Potential Application of Vessel-Quieting Technology on Large Commercial Vessels (1-2 May,2007, Silver Spring, MD, U.S.A.). 47pp

Southall B.L., R Braun, F M.D. Gulland, A D., Heard, R W. Baird, S M. Wilkin, T K. Rowles, 2006.Hawaiian Melon-headed Whale (Peponocephala electra) mass stranding event of July 3-4,2004. NOAA Technical Memorandum NMFS-OPR-31- April: 78pp.

Southall B.L., A.E. Bowles, W.T. Ellison, J.J. Finneran, R.L. Gentry, C.R. Greene, D. Kastak, D.R.Ketten, J.H. Miller, P.E. Nachtigall, W.J. Richardson, J.A. Thomas, P.L. Tyack, 2007. Marinemammal noise exposure criteria: initial scientific recommendations. Aquatic Mammals 33(4):411-521.

Southall B., J. Calambokidis, P. Tyack, D. Moretti, J, Hildebrand, C., Kyburg, R. Carlson, A.Friedlaender, E. Falcone, G. Schorr, A. Douglas, S. DeRuiter, J. Goldbogen, J. Barlow, 2011.Biological and Behavioral Response Studies of Marine Mammals in Southern California, 2010(“SOCAL‐10”). PROJECT REPORT, 26 February 2011 : 29pp.

Southall B., J. Calambokidis, P. Tyack, D. Moretti, A. Friedlaender, S. DeRuiter, J. Goldbogen, E.Falcone, G. Schorr, A. Douglas, A. Stimpert, J. Hildebrand, C. Kyburg, R. Carlson, T. Yack, J.Barlow, 2012. Biological and Behavioral Response Studies of Marine Mammals in SouthernCalifornia, 2011 (“SOCAL‐11”). FINAL PROJECT REPORT, 8 March 2012 : 55pp.

Southall B., J. Calambokidis, Barlow, D. Moretti, A. Friedlaender, A. Stimpert, A. Douglas, K.Southall, P. Arranz, S. DeRuiter, E. Hazen, J. Goldbogen, E. Falcone, G. Schorr, 2013.Biological and Behavioral Response Studies of Marine Mammals in Southern California, 2012(“SOCAL‐12”). FINAL PROJECT REPORT, 4 April 2013 : 40pp.

Stone C.J., 2003. The effects of seismic activity on marine mammals in UK waters, 1998-2000.JNCC Report No. 323: 78pp.

Stone C.R. & Tasker M., 2006. The effects of seismic airguns on cetaceans in UK waters. J.C.R.M.8(3): 255-263.

Szymanski M.D., D.E. Bain, K. Kiehl, S. Pennington, S. Wong, K.R. Henry, 1999. Killer whale(Orcinus orca) hearing: Auditory brainstem response and behavioral audiograms. J. Acoust.Soc. Am. 106(2): 1134-1141

Thomas J., Chun N., Au W., Pugh K., 1988. Underwater audiogram of a false killer whale(Pseudorca crassidens). J. Acoust. Soc. Am. 84(3): 936-940.

Thompson P.M., Brookes K.L., Graham I.M., Barton T.M., Needham K., Bradbury G., MerchantN.D., 2013. Short-term disturbance by a commercial two-dimensionnal seismic survey doesnot lead to long-term displacement of harbour porpoises. Proc.T.Soc. B 280: 9pp.

Tougaard J., Damsgaard Henriksen O., L.A. Miller, 2009. Underwater noise from three types ofoffshore wind turbines: estimation of impact zones for harbor porpoises and harbor seals. J.Acoust. Soc. Am. 125(6): 3755-3773.

Tremel D.P., Thomas J.A., Ramirez K.T., Dye G.S., Bachman W.A., Orban A.N., Grimm K.K.,1998. Underwater hearing sensitivity of a Pacific white-sided dolphin, Lagenorhynchusobliquidens. Aquatic Mammals 24(2): 63-69

Tubelli A.A., A. Zosuls, D.R. Ketten, M. Yamato, D.C. Mountain, 2012. A prediction of the minkewhale (Balaenoptera acutorostrata) middle-ear transfer function. J. Acoust. Soc. Am. 132(5):3263-3272.

Urick R.J., 1975. Principles of Underwater Acoustics (2nd Edition). McGraw-Hill Book Company:384 pp.

Van Bree P.J.H., Kristensen I., 1974. In the intriguig stranding of four Cuvier's beaked whales, Zcavirostris, on the lesser antillean island of Bonaire. Bijdragen Tod De Tierkunde 44(2): 235-238.



Verboom W.C., R.A. Kastelein, 2005. Some examples of marine mammal ‘discomfort thresholds’ inrelation to man-made noise. Proceedings of the European conference on Undersea DefenceTechnology, UDT Europe 2005. June 21-23, Amsterdam, The Netherlands.

Wang J Y., S. Yang, 2006. Unusual cetacean stranding events of Taiwan in 2004 and 2005. J.Cetacean Res. Manag. 8(3): 283–292.

Watkins W.A., M.A Daher, K.M. Fristrup, T.J. Howald, G. N Di Sciara, 1993. Sperm whale taggedwith transponders and tracked underwater by sonar. Mar.Mamm.Sci. 9(1): 55-67.

Watwood S.L., P.J.O. Miller, M. Johnson, P.T. Madsen & P.L. Tyack, 2006. Deep-diving foragingbehaviour of sperm whales (Physeter macrocephalus). Journal of Animal Ecology 75: 814–825.

Weir C.R., 2008. Short-finned pilot whales (Globicephala macrorhynchus) respond to an airgunramp-up procedure off Gabon. Aquatic Mammals 34: 349–354.

Würsig B., Greene C.R., Jefferson T.A, 2000. Development of an air bubble curtain to reduceunderwater noise of percussive piling. Mar. Environ. Res. 49: 79–93.

Yang W-C., L-S. Chou, P. D. Jepson, R. L. Brownell, Jr, D. Cowan, P-H. Chang, H-I. Chiou, C-J.Yao, T. K. Yamada, J-T. Chiu, P-J. Wang, A. Fernández, 2008. Unusual cetacean mortalityevent in Taiwan, possibly linked to naval activities. Veterinary Record 162: 184-186

Zimmer W.M., 2004. Sonar systems and stranding of beaked whales. Proceedings of the workshopon active sonars and cetaceans (La Palmas, 8 March 2003): 8-13.

Zimmer W.M. X., M.P. Johnson, P.T. Madsen, P.L. Tyack, 2005. Echolocation clicks of free-ranging Cuvier’s beaked whales (Ziphius cavirostris). JASA 117(6): 3919-3927.



Index des figures

Figure 1 : Abaque de bruit ambiant sous-marin (d’après Richardson et al., 1995)......................... 12

Figure 2 : Réception du son chez les odontocètes (d’après Ketten in Au et al., 2000). ................. 14

Figure 3 : Oreille moyenne et interne de dauphin (tiré de Thewissen in Perrin et al., 2002) .......... 14

Figure 4 : Audiogrammes d'odontocètes existant en 2002 (extrait de NRC, 2003)........................ 15

Figure 5 : Anatomie de l’appareil émetteur sonore du Cachalot (d’après K.Das, 2003)................. 18

Figure 6 : Anatomie de l’appareil émetteur sonore chez le Grand dauphin (d’après K.Das, 2003) 19

Figure 7 : Emissions sonores de cétacés (extrait de NRC, 2003). (Cuvier's B W = ziphius, Pilot W =

globicéphale, Striped D = dauphin bleu et blanc, Sperm W = cachalot) ........................................ 20

Figure 8 : Spectrogramme d’un sifflement de Dauphin bleu et blanc............................................. 25

Figure 9 : Spectrogramme d’un train d’impulsions de Dauphin bleu et blanc................................. 25

Figure 10 : Spectrogramme de vocalisations de Dauphin commun............................................... 27

Figure 11 : Spectrogramme d’un sifflement de Grand Dauphin. .................................................... 28

Figure 12 : Spectrogramme de bourdonnement de Dauphin de Risso. ......................................... 29

Figure 13 : Spectrogramme de cri complexe pulsé de Globicéphale noir. ..................................... 30

Figure 14 :Spectrogramme de clics de Ziphius. ............................................................................ 32

Figure 15 : Spectrogramme de clic de Cachalot............................................................................ 33

Figure 16 : Spectrogramme de creak de Cachalot. ....................................................................... 34

Figure 17 : Spectrogramme d’un appel de Rorqual commun. ....................................................... 35

Figure 18 : Prévision du niveau de pression en fonction de la charge d’explosifs (Richardson et al.,

1995, p151)................................................................................................................................... 41

Figure 19 : Spectre d'énergie de l'impulsion d’un marteau-pilon à 100m et à 10 km de la source

(Nedwell et al., 2007). ................................................................................................................... 43

Figure 20 : Bruits enregistrés le long d'une radiale lors du forage d'un substrat rocheux (d'après

Nedwell & Brooker, 2008) ............................................................................................................. 46

Figure 21 : Directivité de canons pneumatiques multiples (Richardson et al., 1995 p138) ............ 49

Figure 22 : Impulsion sonore à 1m mesurée en dessous d'un canon de 72 litres (NRC, 2003 p60)

..................................................................................................................................................... 50

Figure 23 : Spectre d'amplitude à 1m d'un canon de 72 litres (NRC, 2003 p60)............................ 50

Figure 24 : Spectres d'amplitude à 2,5 et 10 km d'un canon (Goold, 1995 in Evans & Nice, 1997).

..................................................................................................................................................... 51

Figure 25 : Champ acoustique propagé pour la sismique multi-traces de 252 dB de l'IFREMER,

pour sa fréquence d'énergie maximale (< 100Hz), d'après Lurton et Antoine, 2007...................... 53

Figure 26 : Effet des sismiques sur le taux de détection des cétacés (d'ap. Stone & Tasker, 2006).

..................................................................................................................................................... 57

Figure 27 : Impulsion de canon airgun reçue par un cachalot à 3 km et 15 m de profondeur. ....... 59



Figure 28 : Configuration générale d'un sonar SURTASS-LFA (d'après FSEIS, 2007). ................ 66

Figure 29 : Niveaux sonores moyens en tiers d'octave reçus sur 9 enregistreurs autonomes en

avril et main 2006 sur le sanctuaire marin de Stellwagen Bank (d'après Hatch et al., 2008). ........ 79

Figure 30 : Spectre des bruits de jets ski (d’après Erbe, 2013). .................................................... 80

Figure 31 : Spectre du bruit de deux semi-rigides avec des moteurs hors-bord, montrant la

différence de niveau de source pour deux engins à vitesses différente (d’après Erbe, 2002)........ 80

Figure 32 : Effet du bruit d’un bateau sur la sonde d’un Ziphius (Aguilar Soto et al., 2006) ........... 82

Figure 33 : Organe de Corti (section radiale de la cochlée) avec les cellules ciliées "hair cells"

(Saunders et al., 1985) ................................................................................................................. 88

Figure 34 : Valeur et relaxation dans le temps des TTS après une insonification longue à 4-11 kHz

(Nachtigall et al., 2004). ................................................................................................................ 92

Figure 35 : Audiogramme moyen du dauphin et TTS trouvés aux différentes fréquences (Mooney

et al., 2009b)................................................................................................................................. 93

Figure 36 : Relaxation des TTS à la fréquence de 11,2 kHz en fonction des durées d'exposition,

(Mooney et al., 2009b). ................................................................................................................. 93

Figure 37 : Niveau d'exposition net causant un TTS en fonction des durées d'expositions (Mooney

et al., 2009b)................................................................................................................................. 94

Figure 38 : Evolution du TTS mesuré à 4,5 kHz pour une insonification à 3 kHz de durée variable

(Finneran et al., 2005)................................................................................................................... 96

Figure 39 : Relaxation du TTS à 4,5 kHz pour une insonification à 3 kHz avec des doses

d’insonification variables (Finneran et al., 2005). .......................................................................... 96

Figure 40 : Pertes auditives TTS engendrées à 30 et 40 kHz par une insonification de 64 sec et

186 dB à 20 kHz (méthode comportementale) (Finneran et al., 2007). ......................................... 98

Figure 41 : Variations de l'audiogramme engendrées par une insonification de 64 sec et 185 dB à

20 kHz (audimétrie par méthode AEP) (Finneran et al., 2007). ..................................................... 98

Figure 42 : Evolution de la perte auditive (TTS4) en fonction du niveau sonore pour une durée

d’exposition de 16 s et les fréquences de 3 et 20 kHz (Finneran et al., 2010a). ............................ 99

Figure 43 : Evolution de la perte auditive (TTS4) pour la fréquences de 3 kHz en fonction du

niveau sonore et de la durée d’exposition de 4 à 100 s et (Finneran et al., 2010b) ..................... 100

Figure 44 : Seuils d'audition du marsouin mesuré par AEP (Lucke et al., 2009). Triangles ......... 103

Figure 45 : Pertes auditives TTS à 4 kHz pour le Marsouin commun (Lucke et al., 2009). .......... 104

Figure 46 : Réactions comportementales en fonction des niveaux reçus (d’après le tableau) ..... 112

Figure 47 : Réactions comportementales en fonction des niveaux perçus (d’après les courbes

audiométriques) .......................................................................................................................... 112

Figure 48 : Augmentation des distances d’observation pour les petits odontocètes, entre une

situation de tir sismique (carré noir) et de non-activité sismique (triangle blanc). ........................ 114

Figure 49 : Scénarios pouvant conduire à la mort de cétacés en raison d’une insonification....... 122



Figure 50 : Zonage des perturbations encourues par les cétacés au cours d’une insonification.. 124

Figure 51 : Problématique de la prévision de l’impact d’une insonification sur les cétacés.......... 126

Figure 52 : Rappel du zonage autour d’une source sonore. ........................................................ 130

Figure 53 : Audiogramme de Dauphin bleu et blanc (d’après Kastelein et al., 2003)................... 135

Figure 54 : Audiogramme de Dauphin commun (d’après Popov & Klishin, 1998, modifié). ......... 136

Figure 55 : Audiogramme de Grand dauphin (d’après Johnson, 1966 in Au et al., 2000). ........... 137

Figure 56 : Audiogramme de Dauphin de Risso (d’après Nachtigall et al., 2005, modifié)........... 137

Figure 57 : Audiogramme de Globicéphale noir (d’après Pacini et al., 2010, modifié). ................ 138

Figure 58 : Audiogramme de Ziphius (d’après l’audiogramme de Mésoplodon de Blainville de

Pacini et al., 2011, modifié). ........................................................................................................ 139

Figure 59 : Audiogramme synthétique de Cachalot (élaboré d’après des données variées)........ 139

Figure 60 : Audiogramme synthétique de Rorqual commun (élaboré d’après des données variées).

................................................................................................................................................... 140

Figure 61 : Valeurs approximatives du coefficient d’absorption en fonction de la fréquence. ...... 143

Figure 62: Pertes par propagation sphérique en fonction de la distance. .................................... 143

Figure 63 : Pertes par propagation pour une source immergée à 10 m....................................... 144

Figure 64: Pertes par propagation pour une source immergée à 10 m - zone proche. ................ 145

Figure 65 : Pertes par propagation pour une source immergée à 200 m..................................... 145

Figure 66 : Pertes par propagation pour une source immergée à 200 m (source proche). .......... 146

Figure 67 : Exemple de transmission sonar par un navire US en janvier 2006............................ 148

Figure 68 : Carte de l’impact comportemental du scénario sur les Rorquals communs. .............. 151

Figure 69 : Niveaux perçus par les Cachalots au cours du scénario de transmission.................. 152

Figure 70: Carte de l’impact comportemental du scénario sur les Cachalots............................... 152

Figure 71 : Carte de l’impact comportemental du scénario sur les Dauphins de Risso................ 153

Figure 72 : Niveaux perçus par les Dauphins de Risso au cours du scénario de transmission.... 154

Figure 73 : Niveaux perçus par les Dauphins de Risso au cours du scénario de transmission.... 154

Figure 74 : Carte de l’impact comportemental du scénario sur les Dauphins bleus et blancs. ..... 155

Figure 75 : Doses perçues par les Dauphins bleus et blancs au cours du scénario de transmission.

................................................................................................................................................... 155

Figure 76 : Influence des seuils et vitesses sur les doses d’exposition sonores des dauphins. ... 161

Figure 77 : Application de la simulation du scénario sonar à une population de Ziphius. ............ 162

Figure 78 : Comparaison des audiogrammes du Dauphin bleu et blanc et du Globicéphale noir.164

Figure 79 : Pondérations fréquentielles pour le Dauphin bleu et blanc - comparaison................. 165



Index des tableaux

Tableau 1 : Liste des audiogrammes de cétacés publiés (janv. 2014) _____________________ 17

Tableau 2 : Domaines de fréquence et durée des cris et sifflements de quelques espèces. ____ 20

Tableau 3 : Domaines de fréquence et niveau de source des clics d'écholocalisation de quelques

odontocètes. _________________________________________________________________ 21

Tableau 4 : Eléments préliminaires sur les résultats et la sensibilité aux nuisances sonores des

espèces focales. ______________________________________________________________ 22

Tableau 5 : Enregistrements de dauphins bleus et blancs (activables par lien hypertexte). ____ 26

Tableau 6 : Enregistrements de dauphins communs (activables par lien hypertexte)._________ 27

Tableau 7 : Enregistrements de grands dauphins (activables par lien hypertexte). ___________ 28

Tableau 8 : Enregistrements de Dauphins de Risso (activables par lien hypertexte).(provisoire) 29

Tableau 9 : Enregistrements de Globicéphale noir (activables par lien hypertexte). __________ 31

Tableau 10 : Enregistrements de Ziphius en Méditerranée. _____________________________ 32

Tableau 11 : Enregistrements de Cachalot (activables par lien hypertexte). ________________ 34

Tableau 12 : Enregistrements de Rorqual commun (activables par lien hypertexte).__________ 35

Tableau 13 : Critère de risque de dommage auditif définitif pour l'être humain, extrapolé pour des

mammifères marins (adapté de Richardson et al., 1995). ______________________________ 56

Tableau 14: Caractéristiques de sonars actifs utilisés dans différentes activités humaines. ____ 64

Tableau 15 : Echouages accidentels de cétacés liés à l'emploi de sonars militaires. _________ 68

Tableau 16 : Expériences de CEE durant le programme Bahamas BRS 2007 et 2008. _______ 71

Tableau 17 : Expériences de transmission réalisées durant le programme 3S de 2006 à 2009 _ 72

Tableau 18 : Expériences de transmission réalisées durant le programme 3S en 2011 et 2012_ 73

Tableau 19 : Expériences de transmission réalisées durant le programme SOCAL de 2010 à 2012.

___________________________________________________________________________ 74

Tableau 20 : Synthèse des insonifications et TTS des dauphins et des bélougas en sons purs. 76

Tableau 21 : Insonifications à 4-11 kHz et TTS d’un grand dauphin (Au et al., 1999 ; Nachtigall et

al., 2003). ___________________________________________________________________ 92

Tableau 22 : Insonifications et MTTS pour des Grands dauphins exposés à des sons purs de 1 s

de durée et de fréquence variable (d'après Schlundt et al., 2000). _______________________ 95

Tableau 23 : Insonifications et TTS des dauphins insonifiés à 3 kHz avec des durées variables

(d'après Finneran et al., 2005).___________________________________________________ 95

Tableau 24: Synthèse des insonifications en sons purs et des TTS observés chez le Grand

dauphin. ___________________________________________________________________ 101

Tableau 25: Synthèse des insonifications et MTTS en sons impulsifs. ___________________ 104

Tableau 26 : Insonifications et MTTS des bélougas (d'après Schlundt et al., 2000). _________ 105

Tableau 27 : Insonifications et TTS pour 4 espèces en sons non-impulsifs. _______________ 106



Tableau 28 : Différents programmes d’expériences d’exposition contrôlée. _______________ 109

Tableau 29 : Différents points expérimentaux obtenus lors d’expériences de CEE. _________ 111

Tableau 30 : Gradation des effets induits par les pollutions sonores (à partir de résultats relevés en

bassin et en liberté sur plusieurs espèces). ________________________________________ 118

Tableau 31 : Niveaux sonores pour les différentes catégories d’impact dans le cas de bruits non

impulsifs. ___________________________________________________________________ 128

Tableau 32 : Niveaux sonores (dBp-p) pour les différentes catégories d’impact dans le cas de

bruits impulsifs. ______________________________________________________________ 132

Tableau 33 : Définition du peuplement local de cétacés ______________________________ 149

Tableau 34 : Paramètres utilisés pour évaluer la sensibilité de la prévision (Dauphin bleu et blanc)

__________________________________________________________________________ 160



Annexes

Annexe 1 (électronique) : Bibliothèque des sons inclus dans le rapport.

note 1 : pour que les liens hypertextes fonctionnent, il faut impérativement que le rapport soit situé

dans un répertoire « Documents/AcouPelagos » et que les fichiers sons (.wav) soient dans

« Documents/AcouPelagos/SonsPelagos ».

note 2 : les fichiers sont font partie intégrante de l’étude et ne doivent pas être distribués

séparément.

Annexe 2 (électronique) : Références bibliographiques existant en fichiers pdf.

Les fichiers de la bibliothèque peuvent être placés dans un répertoire

« Documents/AcouPelagos/BiblioPelagos ».

Annexe 3 (électronique) : Feuille de calcul de la propagation et du niveau reçu.

Cette feuille de calcul ne peut pas être séparée du rapport d’étude et ne doit pas être distribuée

sans autorisation des auteurs.

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