ETANG DE BERRE Résultats du suivi écologique 2003 RAPPORT DE SYNTHESE document provisoire Septembre 2004 Groupement d’Intérêt Public pour la Réhabilitation de l’Etang de Berre. Cours Mirabeau – 13130 Berre l’Etang / Tél. 04 42 74 15 51 / e-mail : [email protected] Introduction Les résultats du suivi écologique réalisé au cours de l’année 2002 avaient permis de mettre en évidence une évolution très nette du milieu, avec un niveau d’eutrophisation toujours significatif mais s’améliorant par rapport aux années précédentes puisqu’une très nette diminution de la biomasse phytoplanctonique avait été constatée. Cette baisse a eu pour conséquence une meilleure transparence de l’eau, phénomène très probablement à l’origine du développement à un niveau exceptionnel de macroalgues benthiques, essentiellement des ulves. Les apports d’eau douce par la centrale hydroélectrique de St Chamas avaient été particulièrement faibles en 2002, induisant une salinité particulièrement élevée, avec pour conséquence un début de colonisation des fonds par une macrofaune benthique constituée d’espèces lagunaires et marines. Les herbiers de phanérogames étaient toujours dans un état de dégradation important. Le suivi écologique de 2003 permet de se rendre compte de l’évolution de ces différents paramètres, dans un contexte environnemental sensiblement différent, avec, en particulier, des apports d’eau douce supérieurs à l’année précédente et des températures de l’eau relativement élevées pendant l’été en raison de la canicule. Le suivi 2003 s’enrichie par ailleurs des résultats de la campagne d’analyse de polluants chimiques (métaux lourds et micropolluants organiques) dans les sédiments. Le présent document est un rapport de synthèse. Les données brutes et les rapports détaillés de chaque volet du suivi 2003 sont disponibles auprès du GIPREB, en partie sur le site www.etangdeberre.org ou sur demande par mèl à [email protected]. Salinité Rappel Les apports d’eau douce par la centrale EDF 7000 millions de m 3 6000 5000 4000 3000 2000 1000 1966 1967 1968 1969 1970 1971 1972 1973 1974 1975 1976 1977 1978 1979 1980 1981 1982 1983 1984 1985 1986 1987 1988 1989 1990 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 0 Figure xx. Volumes annuels d’eau douce déversée à St Chamas entre 1966 et 2003. 2,01 Md de m3 en 2003 2,05 Md de m3 entre octobre 2002 et septembre 2003, respect du plan Barnier 700 millions de m 3 600 500 400 300 200 100 janv-01 févr-01 mars-01 avr-01 mai-01 juin-01 juil-01 août-01 sept-01 oct-01 nov-01 déc-01 janv-02 févr-02 mars-02 avr-02 mai-02 juin-02 juil-02 août-02 sept-02 oct-02 nov-02 déc-02 janv-03 févr-03 mars-03 avr-03 mai-03 juin-03 juil-03 août-03 sept-03 oct-03 nov-03 déc-03 0 Figure xx. Volumes mensuels d’eau douce déversée à St Chamas en 2003. Quelle salinité en 2003 ? 30 apports EDF salinité 700 salinité (p. mille) 500 20 400 15 300 10 200 5 apports (millions de m 3) 600 25 100 0 0 janv-04 oct-03 juil-03 avr-03 janv-03 oct-02 août-02 mai-02 févr-02 nov-01 août-01 mai-01 févr-01 nov-00 août-00 mai-00 févr-00 nov-99 août-99 mai-99 févr-99 nov-98 août-98 mai-98 févr-98 nov-97 août-97 mai-97 mars-97 déc-96 sept-96 juin-96 mars-96 déc-95 sept-95 juin-95 mars-95 déc-94 sept-94 juin-94 mars-94 déc-93 Figure xx. Evolution de la salinité moyenne de l’eau de surface (0-4 m) et des apports d’eau douce par la centrale hydroélectrique de St Chamas. L’eutrophisation Les eaux de l'étang de Berre constituent un milieu eutrophisé présentant régulièrement des floraisons de grande amplitude par comparaison avec les milieux marins proches. En ce qui concerne la production phytoplanctonique, les valeurs maximales de concentration cellulaire sont bien supérieures l’étang de Berre que dans le golfe de Fos, influencé par les apports continentaux venant du Rhône ou de l’étang de Berre lui-même, ou que dans les zones marines plus éloignées. L’étang de Berre est également caractérisé par une forte production macroalgale, essentiellement d’ulves. Ces manifestations de l’eutrophisation présentent une certaine variabilité interannuelle, tel que cela a pu être mis en évidence ces dernières années. En effet, jusqu’en 2002, le milieu s’est caractérisé par une forte eutrophisation dont les conséquences ont rapidement évoluées : une tendance nette de diminution de la biomasse phytoplanctonique est apparue à partir de 1998, pour atteindre un niveau particulièrement bas en 2002. En contrepartie, sur la même période, la biomasse macroalgale s’est significativement accrue. Le phytoplancton L’analyse qualitative et quantitative des communautés phytoplanctoniques est effectuée mensuellement sur les échantillons des stations 4 (nord) et 16 (sud) afin de décrire l’évolution de ces peuplements. Au cours des trois dernières années, les concentrations cellulaires observées dépassent souvent les 10 millions de cellules par litre. Les floraison ne sont pas liées aux saisons et peuvent avoir lieu à n’importe quel période de l’année, même en plein hiver comme ce fut le cas en février 2002 et en décembre 2003. Les deux stations prospectées présentent des caractéristiques bien distinctes, aussi bien du point de vue de l’effectif que de la composition spécifique. Station 4 Abondance totale (cel.L-1) Indice de diversité spécifique 1,E+08 1,E+08 1,E+08 1,E+08 9,E+07 8,E+07 7,E+07 6,E+07 5,E+07 4,E+07 3,E+07 2,E+07 1,E+07 0,E+00 3,0 2,5 2,0 1,5 1,0 0,5 10/12/03 15/10/03 18/9/03 21/8/03 23/7/03 17/6/03 16/5/03 16/4/03 15/3/03 28/2/03 0,0 Station 16 Abondance totale (cel.L-1) Indice de diversité spécifique 1,3E+08 1,2E+08 1,1E+08 1,0E+08 9,0E+07 8,0E+07 7,0E+07 6,0E+07 5,0E+07 4,0E+07 3,0E+07 2,0E+07 1,0E+07 0,0E+00 3,0 2,5 2,0 1,5 1,0 0,5 Abondance 10/12/03 15/10/03 18/9/03 28/8/03 23/7/03 17/6/03 16/5/03 16/4/03 25/3/03 28/2/03 0,0 Diversité Figure xx. effectifs phytoplanctoniques en nombre de cellules par litre et indice de diversité spécifique en 2003. En 2003, des floraisons importantes au printemps et en automne, et des abondances faibles en hiver et en été, ont été observées dans les deux zones d’étude. En janvier, mars et avril les effectifs aux deux points de prélèvement sont relativement faibles, inférieurs à 1.107 cel.L-1. La première floraison a lieu en mai. Dans la zone nord elle a été de plus de 7.107 cel.L-1 et dans la zone sud de 3.107 cel.L-1. Durant la période d’été, en juin et juillet, les effectifs diminuent : le minimum a été observé en juillet, avec moins d’un million de cellules par litre dans les deux stations de prélèvement. Pendant le reste de l’année les peuplements phyhtoplanctoniques évoluent différemment au nord et au sud de l’étang. Dans la zone nord, deux floraisons qui dépassent 7.107 cel.L-1 ont lieu en août et en octobre, et diminuent jusqu’à 1.10 6 cel.L-1 en décembre, alors que dans la zone sud la relative pauvreté des concentrations cellulaires se poursuit jusqu’en août pour augmenter par la suite et atteindre la concentration cellulaire maximale pour cette année, qui dépasse les 1.108 cel.L-1. D’un point de vue qualitatif, les espèces les plus abondantes observées au nord, dans la station 4, sont les Diatomées Cyclotella sp., Chaetoceros throndsenii, Thalassiothrix mediterranea, le Dinoflagellé Prorocentrum minimum, des Chlorophycées du genre Chlorella, plusieurs espèces de Cryptophycées, des Prasinophycées du genre Pyramimonas et des organismes nanoplanctoniques, flagellés indéterminés ou monades. Avec un indice de diversité spécifique inférieur à 2, la station 4 se caractérise par une communauté algale toujours dominée par une espèce ou un petit nombre d'espèces. Cet indice est plus élevé, mais également plus variable au sud, ce qui peut s’expliquer par l’influence des échanges hydriques avec l’étang de Bolmon. En effet, la composition spécifique comporte un mélange d’espèces inféodées à l’étang de Berre et à la zone marine néritique ainsi que des espèces d’eau douce originaires de l’étang de Bolmon. Parmi les espèces les plus abondantes, signalons les Diatomées Chaetoceros throndsenii, Cyclotella sp. Cylindrotheca closterium, Pseudonitzschia sp., Thalassionema nitzschioides les Dinoflagellés Prorocentrum minimum, Prorocentrum micans, les Cyanophycées Planktothrix agardii, Oscillatoria sp., Pseudanabaena sp., ainsi que les Chlorophycées Oltmansiellopsis sp., Monoraphidium contortum, toutes originaires de l’étang de Bolmon. Sont également observées des Prasinophycées, des Cryptophycées et des organismes indéterminés, flagellés et monades. Les espèces toxiques Les dinoflagellés toxiques observés les années précédentes ne sont pas présentes en quantité importante : Dinophysis acuminata a été recensée dans les deux points de prélèvement, avec des effectifs restant en dessous de 2.10 4 cellules par litre. Planktothirx agardii est observée dans plusieurs échantillons prélevés à la station 16 et présente une concentration de plus de 4 millions de filaments dans l’échantillon du mois de mai. La présence d'espèces de Diatomées du genre Pseudonitzschia est à signaler, dont la plupart produisent de l'acide domoïque. L'espèce a été observée en août dans la zone sud, à une concentration de plus de un million de cellules par litre. Les macroalgues Un autre signe d’eutrophisation du milieu est l’abondance d’algues vertes, essentiellement des enteromorphes et des ulves. Sous le nom de Ulva spp., deux espèces présentes à Berre ont été regroupées : Ulva lactuca et U. rigida. Ce sont deux espèces nitrophiles ; leur développement est favorisé par les apports en nitrates et ammonium dans le milieu. Très rarement fixées, elles forment des tapis plus ou moins épais, libres sur le fond et souvent rejetés à la côte à la suite de coups de vent. U. lactuca et U. rigida sont rencontrées sur l'ensemble du pourtour de l'étang, et peuvent former des ceintures épaisses, continues et très étendues. Les observations réalisées sont transformées en données quantitatives afin de pouvoir suivre l’évolution des peuplements de macrophytes. L'Indice d'Abondance Moyen (IAM) est déterminé sur un transect et conjugue les informations de fréquence et de recouvrement, il varie de 0 (espèce absente sur la totalité du transect) à 500 (espèce à fort recouvrement tout le long du transect). Après une année 2002 au cours de laquelle le développement des ulves avait été sans précédent depuis la mise en place du suivi des macrophytes en 1990, la situation en 2003 s’est considérablement améliorée (fig. xx) avec une abondance comparable à la situation antérieure. 2002 2003 Figure xx. Représentation cartographique des abondances (IAM) de Ulva spp. en 2002 et 2003. L’oxygène dissous La forte production primaire entraîne une sursaturation en oxygène dans les eaux de surface de façon assez constante (sachant que les mesures sont faites en cours de journée et que le pourcentage de saturation en oxygène dissous décroît pendant la nuit). Dans l’ensemble des stations de l’étang de Berre, les pourcentages de saturation en oxygène dissous mesurés varient entre 100 et 130%. Comme pour les années précédentes, les eaux proches du fond des stations centrales et profondes (8 et 12), soumises à une forte stratification haline, sont le siège d’un constant déficit en oxygène. La distribution verticale de la concentration en oxygène dissous décroît brutalement à une certaine profondeur, variable selon la saison (fig. xx), entre 8 et 9 m en hiver, autour de 5 m le reste de l’année. L’anoxie des fonds a été particulièrement marquée au cours de l’été 2003 avec une absence totale d’oxygène dissous dans tout l’étang dès 5 m de fond. Cette situation exceptionnelle s’explique par les fortes températures enregistrées au cours de cette période. En effet, la température de l’eau s’est maintenue autour de 27°C pendant deux mois d’été, soit 2°C de plus que les maximums enregistrés ponctuellement les années précédentes. Or un accroissement de la température induit une diminution des teneurs en oxygène. Figure 7. A : distribution verticale de la concentration en oxygène dissous selon une coupe nord-sud, de l’anse de St Chamas (station 1) aux Trois Frères (station 16). B : profils de concentration en oxygène dissous à la station 12, la plus profonde. N 1 S 4 8 12 mg/l 16 0 2 28 février 8 10 12 14 16 0 2 4 6 8 10 12 14 16 0 2 4 6 8 10 12 14 16 0 2 4 6 8 10 12 14 16 0 2 4 6 8 10 12 14 16 0 2 4 6 8 10 12 14 16 0 2 4 6 8 10 12 14 16 0 2 4 6 8 10 12 14 16 0 2 4 6 8 10 12 14 16 0 2 4 6 8 10 12 14 16 6 8 8 10 10 4 8 12 16 0 2 4 4 m m 6 6 8 8 10 10 1 4 8 12 16 0 0 2 2 4 4 m m 6 6 8 8 10 10 1 4 8 12 16 0 0 2 2 4 4 m m 6 6 8 8 10 10 1 4 8 12 16 0 0 2 23 juillet 6 4 6 2 16 mai 4 m 1 16 avril 2 2 4 m 0 25 mars 0 0 2 4 4 m m 6 6 8 8 10 10 1 4 8 12 16 0 0 2 21 août 2 4 4 m m 6 6 8 8 10 10 1 4 8 12 16 0 0 2 18 septembre 2 4 4 m m 6 6 8 8 10 10 1 4 8 12 16 0 0 2 15 octobre 2 4 4 m m 6 6 8 8 10 10 1 10 décembre 4 8 12 16 0 0 2 2 4 4 m m 6 6 8 8 10 10 1 4 8 12 16 0 0 2 2 4 4 07 janvier 2004 m 6 m 6 8 8 10 10 mg/l A B Evaluation du niveau d’eutrophisation L’étude « Mise à jour de la qualité des milieux lagunaires méditerranéens »1 a permis de construire un outil pour diagnostiquer l’eutrophisation des lagunes méditerranéennes. Cet outil est basé sur le croisement de divers indicateurs pour lesquels des valeurs « seuil » ont été déterminées. A partir des résultats obtenus au cours d’une année de suivi (de septembre 2001 à septembre 2002), une valeur est retenue pour chaque paramètre et utilisée dans une grille de qualité. A chaque paramètre est ainsi appliquée une couleur et c’est la plus pénalisante qui est retenue pour caractériser l’état d’une station vis à vis de l’eutrophisation. Chl-a (µg.l-1) Chlaphaeo(µg.l-1) Tur (NTU) NO3 (µM) NO2 (µM) NH4 (µM) PO4 (µM) Nt (µM) Pt (µM) IΔO2%I 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 5 7 10 7 0,5 7 0,3 50 1 20 7 10 20 10 1 10 1 75 2 30 10 15 30 20 5 20 1,5 100 5 40 30 40 40 30 10 30 4 120 8 50 Etats vis à vis de l’eutrophisation : Très bon Bon Passable Mauvais Très mauvais L’ensemble des paramètres utilisés est mesuré dans l’eau à proximité de la surface. Nous renvoyons au « Bilan des connaissances » (GIPREB, 2002) pour plus d’information sur leur signification et sur la méthode de calcul des valeurs retenues. L’utilisation de cette grille de qualité pour chaque station du suivi hydrologique donne le résultat suivant : Station 1 3 4 7 8 12 13 16 18 19 Chl-a ChlaPhaeo 28 37 36 45 26 36 28 34 21 27 23 29 17 22 25 29 55 59 42 54 Tur 18 18 21 11 13 13 11 8 7 8 NO3 27,8 21,8 22,4 36,7 18,3 21,6 23,7 24,1 20,2 19,8 NO2 1,4 1,0 0,6 0,9 0,5 0,7 0,7 0,6 0,8 0,6 NH4 6,0 3,7 2,7 2,8 1,6 2,1 3,5 4,1 2,8 3,4 PO4 1,2 0,6 0,8 0,6 0,5 0,6 0,5 1,0 0,5 0,5 Nt 67,3 53,7 64,7 66,6 53,5 51,0 50,6 52,5 75,8 74,2 Pt 3,4 2,2 2,4 2,3 2,4 1,9 2,0 2,0 2,4 2,4 IΔO2%I 36 30 20 26 66 28 18 23 19 35 Etat La situation de l’étang au regard de l’eutrophisation est mauvaise à très mauvaise. Les paramètres déclassant sont principalement la biomasse phytoplanctonique et les teneurs en nitrates. Les stations 3 (anse du Ranquet), 18 (sud) et 19 (étang de Vaïne) se caractérisent par les plus fortes teneurs en Chl-a. Les concentrations en nitrates sont partout élevées alors que pour les autres nutriments (nitrite, ammonium et phosphate), la situation est bonne à très bonne. Agence de l’Eau. 2000. Mise à jour d’indicateurs de la qualité des milieux lagunaires méditerranéens. Rapport final, Ifremer-Creocean,-Université de Montpellier 2, 423 pp. 1 Quelle évolution ces dernières années ? Au regard du niveau d’eutrophisation, la situation s’est dégradée entre 2002 et 2003, alors que la tendance générale, depuis 1998, était à l’amélioration. En 2002, l’état de l’étang était globalement ‘mauvais’ ; en 2003, la moitié des stations sont classée en ‘très mauvais’. Les résultats du suivi de 2002 nous avaient permis de mettre en évidence une profonde évolution du milieu par rapport aux années précédentes, la diminution de la biomasse phytoplanctonique s’accompagnant d’une forte poussée macroalgale. En 2003, la situation tend à s’inverser, puisque la teneur en chlorophylle a s’est accrue, passant de 17 à 30 µg/l (fig. xx) alors que la moyenne de l’Indice d’Abondance Moyen (IAM) des ulves à très significativement diminué, de 214 à 67 (fig. xx). 160 140 [chl-a] (µg/l) 120 100 80 60 40 20 2002-2003 2001-2002 1997-1998 1996-1997 1995-1996 1994-1995 0 Figure xx. Evolution de la moyenne des concentrations en chlorophylle a utilisées dans la grille de qualité. 250 IAM 200 150 100 50 0 1996 1997 1998 2001 2002 2003 Figure xx. Evolution de la moyenne de l’Indice d’Abondance Moyen des Ulva spp. mesurés aux 31 transects du suivi des algues et phanérogames. Cette apparente compétition entre micro- et macroalgues s’explique par la moindre disponibilité de lumière pour les ulves, algues benthiques, lorsque les concentrations en cellules phytoplanctoniques sont élevées. En effet, il a été montré que globalement, l’essentiel de la matière en suspension (MeS) était d’origine biologique. Cette MeS est responsable du niveau d’atténuation de la lumière, dont la mesure directe est la turbidité (fig. xx). 30 Turbidité (NTU) 25 20 15 10 5 déc-03 oct-03 août-03 juin-03 avr-03 févr-03 déc-02 oct-02 août-02 juin-02 avr-02 févr-02 déc-01 0 Figure xx. Evolution de la turbidité, mesurée entre 0 et 2 m de fond dans les 10 stations. Entre 2002 et 2003, la principale différence apparaît de l’hiver à l’été : jusqu’en août 2002, la turbidité s’est maintenue entre 0 et 5 NTU puis a globalement augmenté à partir de l’automne, avec des valeurs se répartissant plus largement, jusque vers 25 NTU, cette situation se maintenant toute l’année 2003. Cette évolution pourrait expliquer la nette décroissance des peuplements macroalgaux opportunistes en 2003, avec une eau plus turbide pendant toute la période productive. Pollution chimique des sédiments Les rejets industriels, urbains ou agricoles entraînent l’apport de nombreux polluants métalliques et organiques dans le milieu. Dans l’étang de Berre, les rejets industriels étaient sans restriction jusqu’à la création du SPPPI (1971), ce qui a entraîné une pollution générale des fonds. Le suivi des micropolluants organiques (HAP et PCB) et des métaux lourds (Plomb, mercure, cadmium, chrome et cuivre) dans les sédiments de l’étang de Berre se fait tous les deux ou trois ans dans 21 stations et permet d’appréhender l’évolution des teneurs à moyen et long terme ainsi que leur répartition spatiale. La pollution relevée en 2003 Afin d’estimer le niveau de pollution par les métaux lourds, nous utilisons les niveaux de référence définis en Méditerranée occidentale dans le cadre des travaux du RNO : Seuil Pb Hg Cu Cd 1 30 0.1 20 0.15 2 60 0.2 40 0.3 3 90 0.5 60 0.6 4 120 1.5 80 1.2 Seuil 1 : limite supérieure des valeurs correspondant à une contamination non avérée. Seuil 1 : limite inférieure des valeurs correspondant à une contamination avérée. Seuil 2 : limite inférieure des valeurs correspondant à une contamination significative. Seuil 3 : limite inférieure des valeurs correspondant à une forte contamination. Seuil 4 : limite inférieure des valeurs correspondant à une contamination extrême. Figure xx. Distribution spatiale des concentrations en polluants relevés en 2003. Cartographie obtenue par interpolation des concentrations aux différentes stations de mesure. L’étang de Vaïne est le site d’une pollution très localisée par pratiquement l’ensemble des altérants analysés. La pollution au plomb et au cuivre y est significative, elle est forte à extrême en ce qui concerne le cadmium. On retrouve également une pollution localisée au sud du grand étang, à proximité du site de la Mède, mettant en évidence l’influence de l’activité industrielle. La zone d’influence de l’Arc est également le site d’une faible pollution au cuivre, sans doute une conséquence de l’activité agricole sur le bassin versant. Il est en revanche plus difficile d’expliquer les fortes teneurs en cadmium et en HAP relevées en deux point en bordure de la façade nord-ouest. Quelle évolution ces dernières années ? Nous disposons de données équivalentes datant de 1994, ce qui permet d’évaluer l’évolution de cette pollution après presque 10 ans. Nous présentons ici, pour les métaux lourds, l’évolution des concentrations dans quelques stations caractéristiques. Nous renvoyons au document ‘Bilan des connaissances – état de santé du milieu’ pour comparer les cartes avec celles des années précédentes. En ce qui concerne les PCB, la situation de 2003 est globalement similaire à celle de 1994. Indicateurs biologiques La macrofaune benthique Les herbiers de phanérogames Conclusions Evolution récente du milieu Phytoplancton dégradation Ulves amélioration Macrofaune benthique dégradation Herbiers de phanérogames stable Pollution chimique des sédiments (sur 10 ans) amélioration augmentation de la biomasse après plusieurs années de baisse moins d’ulves en 2003, retour à la situation antérieure à 2002, année record peuplement LEE dégradé : retour à la situation antérieure à 2002 qui avait vu un début d’installation d’un peuplement SVMC Etat des herbiers toujours aussi dégradé Tendance globale à une diminution des concentrations des principaux métaux lourds