I - MATERIELS ET METHODES
II - 1. LES APPORTS EN AZOTE ET PHOSPHORE
Les principales sources d’azote de l’étang de Berre sont la centrale hydroélectrique de Saint-Chamas (près de 50 %) et les tributaires naturels. En ce qui concerne le phosphore, les principaux apports se font via le ruissellement direct et les tributaires naturels.
II - 1.1. Apports par la centrale hydroélectrique de Saint-Chamas
D’un point de vue historique, les apports en nutriments par la centrale hydroélectrique de Saint-Chamas ont été estimés pour les années 1966, 1967, 1968, 1969, 1977, 1985 (Arfi, 1989 ; Minas, 1973 ; Travers et Kim, 1997). En 2005-2006, les apports de la centrale hydroélectrique de Saint-Chamas ont été estimés entre 507 t d’azote et 103 t de Phosphore (année de faible exploitation, Gouze et al. 2008).
Des séries de mesures en continu lors des épisodes de déversement de la centrale hydroélectrique ont permis d’estimer précisément les apports en Azote et en Phosphore de la centrale (Gouze et al., ce volume) à 1085 t d’azote et 30 t de Phosphore en 2008-2009 (année de pleine exploitation).
STEP
Tableau 1 : Bilan des apports en azote total et phosphore total à l’Etang de Berre en 2008. Les données des apports atmosphériques correspondent à une estimation de 1990 et celles sur le ruissellement à une estimation de 2009 (Ginger 2009). *Les apports de la Cadière ne sont pas pris en compte pour le total, celle-ci se rejetant dans l’Etang de Bolmon.
Figure 2 : Répartition des apports en tonnes en azote total et en phosphore total à l’Etang de Berre en 2008
II - 1.2. Apports par les tributaires naturels et par le ruissellement
Pour l’année 2008, les apports en azote total et en phosphore total par les tributaires naturels (Arc, Touloubre et Cadière) ont été respectivement de 963 tonnes et 100 tonnes, l’Arc y contribuant pour près de 70 %.
Pour l’année 2009, les apports par le ruissellement s’élèvent à 100 tonnes pour l’azote et 60 tonnes pour le phosphore.
II - 1.3. Apports par les stations d’épuration urbaines et industrielles
Les stations d’épuration urbaines et industrielles contribuent peu aux apports en azote et phosphore en comparaison des autres sources (tributaires naturels ou EDF).
De 2000 à 2009, la contribution moyenne des stations d’épurations urbaines à l'eutrophisation de l'étang de Berre a représenté un peu moins de 60 t d’azote total et 10 t de phosphore total par an. La STEP de Martigues, avec 15 % de ses rejets totaux, a contribué, pour une part non négligeable, à ces apports (Tableau 2).
Les données des apports par les STEP industrielles sont plus disparates dans le temps (Tableau 3). On peut estimer des apports moyens compris entre 100 et 120 t d’azote total et 6 t de phosphore total par an. Pour les années 2006 à 2009, les apports d’azote par les industriels ont été plus importants.
II - 2. ETAT D’EUTROPHISATION DE L’ETANG DE BERRE
Il existe des seuils théoriques d’apports en N et en P à partir desquels il y a eutrophisation du milieu. Ces seuils sont, rapportés au volume de la lagune réceptrice, de 2.6 g N m-3et 0.15 g P m-3(T. Laugier, IFREMER, Comm. Pers.), ce qui correspondrait pour l’étang de Berre à des apports annuels de 2550 t d’azote et 150 t de phosphore. Ce calcul a valeur d’indication sur le niveau des apports actuels en azote et en phosphore vis-à-vis du volume de l’étang (à comparer aux apports effectivement relevés en 2008 : 2278 t d’azote et 203 t de phosphore, Tableau 1) mais ne permet pas de rendre compte de l’ensemble des phénomènes dont dépend l’eutrophisation de l’étang : cumul des apports à l'instant t (bassin versant, mer, atmosphère, relargage par les sédiments et reminéralisation), saisonnalité des apports, consommation, flux lagune-mer, puits, topographie de la lagune, stratification des eaux, temps de résidence etc. De plus, le bilan présenté est imprécis sur plusieurs points (apports du ruissellement, apports atmosphériques).
Les études en cours ou futures (apports diffus) pourront améliorer ces estimations.
De plus, certains paramètres ne sont pas pris en compte comme les apports par les
nappes phréatiques, les canaux d’irrigations et les apports par la remise en suspension des sédiments. Enfin, le point le plus important à noter est qu’il s’agit de seuils de dégradation. Or, en matière d’eutrophisation, les seuils de dégradation ne sont pas les seuils de restauration. Il peut exister un effet d’hystérésis de la réponse des écosystèmes (Meijer et al., 1994), ou des voies non linéaires difficilement prédictibles (Scheffer et al. 2001). La communauté scientifique montre
NT Kg PT kg NT Kg PT kg NT Kg PT kg NT Kg PT kg NT Kg PT kg
6205 1460 5840 730 9125 730 6570 365
7300 5475 21170 1095 7300 1095 3285 365 2555 365
14235 4380 15695 3650 14235 2190 20440 2555 18250 730
18250 3650 4015 1825 3285 365 1460 109,5
19345 9125 21535 8395 18980 5110 9855 4015
12297 3458 10424 5617,4 7008 2545,9 3613,5 2184,5 5913 1686,3
77,6 27,5 68,8 18,8 57,4 13,5 49,6 10,2 34,7 3,3
2000 2001 2002 2003 2004
Berre l'Etang Rognac Marignane Châteauneuf-les-Martigues St-Chamas Martigues (15%) Total (tonnes)
Tableau 2 : Apports annuels en azote total (NT) et phosphore total (PT) , entre 2000 et 2009, pour les STEP urbaines se déversant dans l’étang de Berre. Pour la STEP de Martigues, un quota de 15%
correspondant au volume estimé entrant dans Berre par le canal de Caronte a été retenu.
NT Kg PT kg NT Kg PT kg NT Kg PT kg NT Kg PT kg NT Kg PT kg 20842 1533 20769 1533 29967 1642,5 35077 1460 33507 1423,5
25824 30000 1500 4400 26000 5900 35000 1500
324,85 32,85
26864 38362 47815 2500 40625 2700 22000
73,5 1,5 89,1 3,0 77,8 8,5 101,7 10,1 90,8 3,0
2000 2001 2002 2003 2004
Shell Raffinerie (LyondellBasell) Shell Chimie UCB CABOT Société TOTAL Eurocopter Total (tonnes)
Tableau 3 : Apports annuels en azote total (NT) et phosphore total (PT) entre 2000 et 2009 pour les STEP industrielles se déversant dans l’étang de Berre.
toutefois que la diminution de l’eutrophisation passe obligatoirement par la réduction des rejets anthropiques en N et en P aux écosystèmes aquatiques (Conley et al. 2009). Il faut ainsi des apports bien inférieurs à ces seuils pour assister à une baisse du niveau d’eutrophisation et, par exemple, une recolonisation des fonds par les phanérogames.
NT Kg PT kg NT Kg PT kg NT Kg PT kg NT Kg PT kg NT Kg PT kg
5110 182,5 4380 365 4015 255,5 7592 474,5
2555 182,5 1825 365 3248,5 365 5365,5 365
18980 730 17885 730 14235 1022 24200 1387 25740 2520
1095 109,5 1825 1752 73 2518,5 109,5 4060 180
12045 4015 10038 4927,5 7993,5 1642,5 9756,5 1487,4 11142 934,4
5558 1623 18439 1779 12589 1810 7611 1904
45,3 6,8 54,4 8,2 43,8 5,2 57,0 5,7 40,9 3,6
2005 2006 2007 2008 2009
NT Kg PT kg NT Kg PT kg NT Kg PT kg NT Kg PT kg NT Kg PT kg 38106 1350,5 36792 1350,5 42121 912,5 40406 1277,5 47122 1606
23105 1927,2 27474 1744,7 35796 1018,4 26901 2584,2 23674 4274,2
1690 762,85 127,75 10,95
27890 48625 42022 29127 26280
807,02
90,8 4,0 112,9 3,1 120,1 1,9 96,4 3,9 97,9 5,9
2005 2006 2007 2008 2009
II - 2.1. La masse d’eau
Les données du suivi hydrologique de l’étang de Berre ont été analysées selon les grilles du RSL qui permet de définir, à partir des paramètres courants, un niveau d’eutrophisation pour l’année (Tableau 4), à partir des résultats des mois estivaux (i.e. juin-juillet-août ; Tableau 5)
Classe 1 2 3 4 5
Etat Très bon Bon Moyen Médiocre Mauvais
1995 1996 1997 1998 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009
5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5 5
Tableau 4 : Classe et état d’eutrophisation des masses d’eaux de la grille RSL.
Tableau 5 : Niveau annuel d’eutrophisation selon la grille « Eté » du RSL pour les 10 stations du suivi hydrologique de l’Etang de Berre en surface (S) et au fond (F).
Entre 1995 et 1998, les données d’azote total et de phosphore total ne sont pas disponibles. Malgré tout, les résultats sont clairement « Mauvais » selon la grille RSL (Tableau 5). D’un point de vue temporel, les résultats montrent un état d’eutrophisation de la masse d’eau “mauvais/médiocre” pour la majorité des années.
A la fin des années 90, le niveau d’eutrophisation estival est classé « mauvais » (Tableau 5), principalement à cause des teneurs en chlorophylle, qui dépassent les 50μg/l sur l’ensemble de la lagune (figure 3). A partir des années 2000, le niveau d’eutrophisation varie entre « bon et mauvais » selon la station ou l’année considérée : les teneurs en chlorophylle ont globalement diminué, mais la lagune a montré pendant les deux étés caniculaires de 2003 et 2006, des teneurs classant l’état d’eutrophisation comme « mauvais ». En 2009, malgré des teneurs en chlorophylle relativement faibles, l’état d’eutrophisation de la lagune est quand même classé «mauvais » à cause d’une anoxie estivale très étendue, particulièrement maintenue par la stratification haline et l’absence de vent. Les caractéristiques de l’eutrophisation sont fonctions des forçages continentaux, atmosphériques, et marins. La mise en relation directe de l’état d’eutrophisation estival tel que donné par la grille du RSL et les apports continentaux reste donc délicate en l’absence de relation linéaire. Cependant, lorsque les apports en eaux sont plus faibles comme en 2005, 2007 et 2008, l’eutrophisation est moins marquée. Au contraire, quand les apports augmentent (2009), le niveau d’eutrophisation se dégrade. On remarquera néanmoins que cette relation ne fonctionne pas pour l’année 2006 où les apports étaient relativement faibles mais le niveau d’eutrophisation classé « mauvais », ce qui tend bien à montrer que les mécanismes engendrant l’eutrophisation sont complexes à appréhender.
Selon cette grille d’analyse, les paramètres déclassant pour l’étang de Berre sont les concentrations en chlorophylle a et chlorophylle a + phaeopigments et les teneurs en oxygène dissous. Comme pour la chlorophylle (Figure 3), les différentes formes azotées et notamment les nitrates montrent une diminution de leurs concentrations à partir de 2002. En 2009, toutefois, on retrouve de fortes valeurs de nitrates, peut être liées aux importants apports par les tributaires cette année-là.
Il existe néanmoins un paradoxe entre les fortes concentrations de chlorophylle a et les concentrations en azote total observées. Ainsi, les relatives fortes concentrations de chlorophylle a devraientt être associées à de fortes valeurs d’azote total, ce qui n'est pas le cas. Ce déséquilibre entre chlorophylle a et azote total peut s’expliquer par une faible concentration en azote dissous dans la colonne d’eau et par une faible consommation du phytoplancton par le zooplancton. Les niveaux faibles d’azote inorganique dissous associés aux fortes concentrations de chlorophylle a, montrent un recyclage très rapide des nutriments avec une consommation quasi immédiate
de l’azote disponible par le phytoplancton. L’activité de broutage zooplanctonique ne permet pas de réguler cette forte production primaire (Floriane Delpy, communication personnelle).
II - 2.2. Les sédiments
Les résultats des 21 stations en ce qui concerne le pourcentage de matière organique et la quantité d’azote total et de phosphore total ont été analysés selon la méthode du RSL (Tableau 7).
Toujours selon la méthodologie RSL, le classement est « mauvais » pour l’ensemble des années (Tableau 6). Le pourcentage de matière organique est le principal paramètre déclassant. Associés à la stratification qui isole la masse d’eau du fond, ces importants stocks de matières organiques dans les sédiments pourraient également contribuer à une consommation accrue de l’oxygène au fond, et donc à des situations d’anoxies en périodes estivales.
En ce qui concerne l’azote et le phosphore, les résultats se classent en « moyen ».
Le stock benthique en nutriments pourrait, par diffusion ou par remise en suspension du sédiment, revenir dans la colonne d’eau et participer à nouveau au développement du phytoplancton (on sait, par exemple, que l’anoxie favorise la remobilisation du PO4 du sédiment). Ces processus, non encore clairement démontrés dans l’étang de Berre, devraient être étudiés plus avant.
La dynamique du compartiment sédimentaire étant très lente, le stock d’éléments
Figure 3 : Représentation des valeurs de Chlorophylle a utilisées pour le classement selon la grille RSL pour les 10 points en surface de 1995 à 2009. Les zones de couleurs correspondent aux limites des différents états du RSL de Très bon (bleu) à Mauvais (rouge).
nutritifs ne diminuera qu’avec une certaine inertie (le cas échéant, via des processus diagénétiques et l’exportation de matières), et dans la mesure où, les apports à l’étang seront réduits significativement.
II - 2.3. Les macrophytes et la macrofaune benthique
Dans l’étang de Berre, le suivi des peuplements de macrophytes mis en place par le GIPREB est différent de celui préconisé dans la méthodologie RSL. En effet, le suivi du GIPREB s’appuie sur l’abondance relative des espèces de macrophytes le long de 31 transects littoraux de 100 m perpendiculaires à la côte et les zones centrales et plus profondes ne font pas l’objet de suivi (cf. Bernard et al, ce volume).
L’absence de végétation dans les zones profondes et l’état de dégradation des herbiers de Zostera spp. (espèces de référence dans la méthodologie RSL) permettent d’attribuer un classement «mauvais» pour ce compartiment. La partie macrophyte est traitée plus en profondeur dans un autre article de cet ouvrage.
De la même façon, l’état dégradé de la macrofaune benthique des fonds de l’étang de Berre classe celui-ci en niveau mauvais à médiocre. Les stations les plus impactées sont les stations les plus profondes notamment du fait de l’anoxie qui persiste en zone centrale. La partie macrofaune benthique est traitée plus en profondeur dans un autre article de cet ouvrage.
Tableau 6 : Tableau présentant les résultats de l’état d’eutrophisation dans les sédiments de l’étang de Berre selon les critères RSL.
Tableau 7 : Grille RSL de la qualité des sédiments des 21 stations de l’étang de Berre en 2003 vis-à-vis de l’eutrophisation pour le pourcentage de matière organique, la teneur en azote total (en g.kg-1) et en phosphore total (en mg.kg-1).
1994 1997 1998 2000 2003
5 5 5 5 5
CONCLUSION
La présente étude fait un bilan des apports allochtones en nutriments à la lagune, indispensable à la compréhension des processus d’eutrophisation. Les principales sources sont la centrale hydroélectrique et les tributaires naturels en ce qui concerne l’azote, et le bassin versant direct et les tributaires naturels pour le phosphore. Ce bilan des apports, bien qu’encore incomplet sur de nombreux aspects (rejets diffus, échange avec le Bolmon et la Cadière, entrée/sortie d’eau par Caronte, etc.) montre que les apports en nutriments à l’étang de Berre restent trop importants pour aller vers une amélioration significative des niveaux d’eutrophisation.
L’application de la méthode RSL du diagnostic estival de l’eutrophisation des lagunes montre que les différents volets de l’écosystème sont dans un état très dégradé, notamment le compartiment benthique. En effet l’écosystème de l’étang de Berre se caractérise par un faible nombre d'espèces, la plupart à cycle de vie très court, comme le phytoplancton, et une faible consommation par le zooplancton. Dans un écosystème équilibré, une partie de l'azote des apports du bassin versant et du recyclage est également utilisée par les macrophytes, notamment par les herbiers de phanérogames, or ce compartiment de l’écosystème est pauvrement représenté (ou tout du moins faiblement fonctionnel) de l’étang de Berre. De plus, l’important stock de matière organique présent dans les sédiments, au travers de la reminéralisation et de la remise en suspension, pourrait contribuer grandement au maintien de cet état eutrophe et participer à l’apparition de crise anoxique. La réduction des apports en nutriments par le continent doit être maintenue et leur quantification doit venir alimenter les réflexions visant la compréhension des processus d’eutrophisation dans la lagune.
Il est important de poursuivre l’acquisition de connaissances sur les processus liés à l’eutrophisation de l’étang de Berre, notamment les apports en nutriments : canal EDF, tributaires naturels, STEP.
Ces suivis doivent être complétés par les apports des sources diffuses, des rejets directs non connus (au total 250 rejets directs ont été identifiés par le GIPREB comme les canaux d’irrigation, les rejets pluviaux ou de particuliers), de l’atmosphère, du Bolmon via les bourdigues, etc.
Par ailleurs, il est nécessaire de mieux appréhender la part des relargages éventuels de nutriments (N&P) stockés dans les sédiments.
Références bibliographiques
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Meijer, M.-L., E. Jeppesen, E. van Donk, B. Moss, M. Scheffer, E. Lammens, E. van Nes, J. A. van Berkum, G. L. de Jong, B. A. Faafeng & J. P. Jensen, 1994a. Longterm
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l’eutrophisation.Thèse de Doctorat de l’université Aix Marseille II. 398pp.
Scheffer M., Carpenter S., Foley J.A., Folke C., Walker B., 2001. Catastrophic shifts in ecosystems. Nature 413 : 591-596.
INTRODUCTION
Les lagunes sont sujettes à de fortes contraintes liées à leur situation d’interface entre la terre et la mer, et à leur faible profondeur. Les influences climatiques, directes (vent) et indirectes (pluie par des écoulements de fleuve) et marines sont à l’origine de fluctuations brusques de leurs caractéristiques physiques et chimiques (Trousselier et Gattuso, 2006), auxquelles les communautés biologiques qu’elles abritent peuvent s’adapter (Aliaume et al., 2007; de Wit et autres, 2001).
Les entrées d’eau douce sont souvent accompagnées de polluants organiques et minéraux, issus des activités urbaines, industrielles et agricoles du bassin versant environnant. Les apports excessifs de nutriments mènent au développement massif de macroalgues et du phytoplancton, mais avec une perte de la diversité dans les communautés benthiques et planctoniques. La matière organique produite est consommée par les organismes hétérotrophes, particulièrement au niveau du fond des étangs, zone qui peut devenir déficitaire en oxygène (anoxie) lorsque la masse d’eau est mal renouvelée, conduisant au phénomène de «malaïgue» dans les lagunes méditerranéennes (Caumette et Baleux, 1980). L'impact de l'activité humaine sur la variabilité d'une lagune est considérable et mène habituellement à