Mise à jour d'indicateurs du niveau d eutrophisation des milieux lagunaires méditerranéens

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1 Marché Public n Mise à jour d'indicateurs du niveau d eutrophisation des milieux lagunaires méditerranéens Rapport final Tome II Etabli le 15 août 2000 LABORATOIRE IFREMER DEL/ST DIRECTION DE L'ENVIRONNEMENT ET DE L'AMENAGEMENT DU LITTORAL

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3 Chapitre VI COLONNE D EAU

4 CHAPITRE VI. COLONNE D EAU TRAITEMENT DES DONNEES DONNÉES BRUTES PRÉSENTATION DES RÉSULTATS RESULTATS PAR VARIABLE VARIABLES PHYSIQUES Précipitations Température de l eau Salinité Oxygène dissous Transparence au disque de Secchi Turbidité VARIABLES CHIMIQUES Nitrates Nitrites Ammonium Azote inorganique Dissous ou NID Phosphates Silicates Azote Total Eau (NTE) Phosphore Total Eau (PTE) CHLOROPHYLLES Chlorophylle-a Phéophytine-a Chlorophylles b et c Rapports Chl-b/Chl-a et Chl-c/Chl-a DIAGNOSTIC DES ECOSYSTEMES Etang de l Or Etang du Grec Etang d Ingril Etang Bages Etang de l Ayrolle Etang de Campignol Etang de Gruissan Etang de Thau Etang de Leucate DIAGNOSTIC DES VARIABLES

5 CHAPITRE VI. COLONNE D EAU VARIABLES PHYSIQUES Paramètres météorologiques Température Salinité Oxygène dissous Profondeur Secchi Turbidité VARIABLES CHIMIQUES Nitrates Nitrites Ammonium Azote Inorganique Dissous Phosphates Silicates Azote Total Eau (NTE) Phosphore Total Eau (PTE) CHLOROPHYLLES Chlorophylles a et phéophytine-a Chlorophylles b et c

6 CHAPITRE VI. COLONNE D EAU TRAITEMENT DES DONNEES Données brutes Les résultats sont présentés (données brutes) et traités avec le logiciel EXCEL97 sous Windows95. Le tableau contient les variables suivantes : TEMP : Température ( C) SAL : Salinité (sans unité) SATOXY : Pourcentage d oxygène par rapport à la saturation (sans unité) TURBI : Turbidité (NTU) SEC : Transparence Secchi (m) PRO : Profondeur de l eau libre (m) PSEC : Pourcentage de profondeur Secchi (100*SEC/PRO, sans unité). SILI : Silicates (µm) NITRI : Nitrites (µm) NITRA : Nitrates (µm) AMMO : Ammonium (µm) NID : Azote Inorganique Dissous (µm) NT : Azote Total (µm) NO : Azote Organique Total (NT-NID en µm) SRP : Phosphates (µm) PT : Phosphore Total (µm) CHLA : Chlorophylle-a (µg/l) CHLAPHE : Chlorophylle-a + Phéophytine-a (µg/l) CHLB : Chlorophylle-b (µg/l) CHLC : Chlorophylle-c (µg/l) Présentation des résultats Les graphiques sont traités par STATGRAPHICS4 sous Windows95. Les données sont présentées sous forme de «boites à moustaches», traduction de «Box-and-Wisker plot», qui permettent de représenter pour chaque paramètre l ensemble des données de toutes les stations (chapitre II). Les données brutes concernant les étangs du complexe narbonnais ainsi que les lagunes de Thau et Leucate sont issues d études ou de programmes de recherche autres et ne sont donc pas présentées

7 CHAPITRE VI. COLONNE D EAU Tableau VI.1 : Données brutes de la colonne d eau pour les étangs de l Or, du Grec et d Ingril

8 CHAPITRE VI. COLONNE D EAU RESULTATS PAR VARIABLE Variables physiques Précipitations Pendant la période étudiée, les précipitations sur les hydrosystèmes sont inférieures à la normale (figure VI.1). Le cumul pour Fréjorgues est d environ 530 mm de septembre 1998 à septembre 1999 pour une moyenne de 630 mm. Deux périodes pluvieuses se distinguent : l une de fin décembre 1998 à janvier 1999, l autre en mai Elles sont entrecoupées par une période de vents du nord particulièrement forts en février. Les évolutions aux trois sites sont assez similaires. On note une plus grande disparité en août, période d orages pendant laquelle les précipitations présentent une plus grande variabilité géographique. Figure VI.1 : Cumul mensuel des précipitations aux stations météorologiques de Fréjorgues (palavasiens et Thau), Perpignan (Leucate) et Port la Nouvelle. Température de l eau Les températures enregistrées aux points centraux oscillent entre un maximum situé aux alentours de 25 C et un minimum de l ordre de 5 C (figure VI.2). Un «profil type» marin a été établi à partir des données hebdomadaires récoltées par Souchu et al. (1997) au large de Sète de janvier 1993 à mars Les lagunes sont caractérisées par une plus grande amplitude thermique que la mer. Les variations de température entre lagunes sont faibles et il est difficile de les discriminer à partir de ce paramètre. On peut peut-être remarquer la plus grande inertie thermique dans l étang de Leucate qui tend à rapprocher son profil de celui recueilli en milieu marin. Cette observation doit être confirmée à l aide d un jeu de données plus complet. La partie est de Thau, avec sa profondeur de plus de 8 m, se distingue des autres

9 CHAPITRE VI. COLONNE D EAU points d'étude par la formation, selon le contexte météorologique, d'une stratification thermique qui limite les échanges gazeux entre les eaux de surface et celles de fond (Souchu et al., 1998). Figure VI.2 : Distribution des températures dans les lagunes étudiées de septembre 1998 à septembre 1999 et comparaison avec un profil type en mer. Salinité La salinité des eaux de surface du golfe du Lion se situe aux alentours de 38. Cependant, elles peuvent subir des dessalures de plusieurs unités dues à l influence du passage du panache du Rhône (Souchu et al. 1997). La salinité donne des indications fondamentales sur l hydrologie des lagunes étudiées car elle permet d appréhender leur degré de marinisation et de confinement. Dans l étang de l Or, la salinité est maintenue artificiellement aux alentours de 20 par le biais des portes anti-sel placées entre le port de Carnon et le canal du Rhône à Sète (figure VI.3). Les eaux douces qui arrivent du bassin versant de l étang de l Or restent piégées dans la lagune, mais aussi dans le canal. La salinité du Grec est proche de 30, ce qui en fait une lagune marine mais les échanges d eau se faisant essentiellement avec le canal du Rhône à Sète, la salinité de cet étang reflète aussi celle du canal. L étang d Ingril est lui aussi en relation avec ce canal, mais la présence d un grau direct permet à cet étang de rester bien marin

10 CHAPITRE VI. COLONNE D EAU Figure VI.3 : Distribution des salinités dans les lagunes étudiées de septembre 1998 à septembre L Ingril est cependant susceptible de subir des dessalures importantes (31) comme ce fut le cas en mai à la suite de fortes pluies. Mais dès le mois de juin, les salinités étaient remontées à leur niveau antérieur. L étang de Bages présente un gradient de salinité du sud (38) vers le nord (33) ce qui montre bien que le degré de confinement augmente au fur et à mesure que l on s'éloigne du grau de Port-la-Nouvelle. En dépit d un degré important d ouverture à la mer, l étang de l Ayrolle présente des salinités inférieures à celles de Bages-sud. La dessalure de 20 (contre 37 en moyenne) enregistrée en mai est à mettre en relation avec les apports issus de Campignol. Ce dernier se distingue de tous les autres étangs par des salinités presque systématiquement inférieures à 20. En mai et juin, les salinités sont tombées respectivement à 2,5 et 2,6. De façon générale, la salinité de l étang de Campignol est très instable et peut montrer des variations susceptibles de déstabiliser les biocénoses. L étang de Guissan possède des salinités proches de celles de l Ayrolle bien qu il reçoive moins d eaux douces. Les dessalures dans l étang de Gruissan se font à l occasion d événements pluvieux et suggèrent, en ces occasions, des débordements du chenal du Grazel. Le confinement de Gruissan confère aux eaux douces qui l alimentent des taux de résidence plus importants. De plus, la forte salinité mesurée à Gruissan en septembre 1998 (44,0), montre que cet étang est soumis à des phénomènes d évaporation. Pendant le suivi, l étang de Thau a montré des salinités très stables et marines sans variation significative entre la partie est et la partie ouest. Une dessalure de 2 unités a pu être notée à la

11 CHAPITRE VI. COLONNE D EAU suite des pluies du mois de mai. Elle a concerné toute la colonne d eau dans la partie ouest, mais pas les eaux de fond dans la partie est. Bien qu il soit considéré comme un étang très marinisé, Leucate présente des salinités significativement inférieures à celle de Thau. Cela met en évidence l originalité de cet écosystème dont les apports d eaux douces sont essentiellement assurés par des résurgences karstiques situées principalement dans le bassin sud (Font Dame et Font Estramar). Ces apports, moins sujets aux variations météorologiques que les apports superficiels, induisent une dessalure quasi permanente du système. Oxygène dissous L'oxygène moléculaire dissous est un paramètre important des milieux aquatiques car il gouverne la majorité des processus biologiques des écosystèmes marins. La mesure du pourcentage d oxygène par rapport à la saturation exprime la résultante des processus biologiques de production et de consommation de l'oxygène (chapitre I). Dans certains écosystèmes, la production in situ par la photosynthèse peut engendrer des sursaturations atteignant 150 voire plus de 200 %. Mais l'accumulation de matière organique peut conduire à la consommation de l'oxygène dissous par les bactéries hétérotrophes et induire des soussaturations voire l anoxie. Dans les lagunes du Languedoc-Roussillon où les marées sont faibles, le vent est le principal facteur de refroidissement et de brassage des eaux (Millet, 1989). Le vent favorise les échanges avec l atmosphère et peut, lorsqu il est suffisamment puissant, assurer le retour vers la saturation. Ce retour se fera dans le sens d un dégazage vers l atmosphère dans le cas d une sursaturation et dans le sens d une diffusion dans l eau en cas de sous-saturation. Le pourcentage de saturation, qui dépend de la photosynthèse, va être soumis à des variations dans la journée en raison des variations de l éclairement. Les sursaturations atteignent un maximum dans la journée alors que les sous-saturations sont maximales en fin de nuit. Il n existe pas, à notre connaissance, de recherche spécifique sur les variations horaires de l oxygénation dans les lagunes. L ensemble des mesures de pourcentage de saturation en oxygène (%SatO 2 ) se situe près de 100 % (figure VI.4) mais les écarts de plus de 20 % traduisent souvent une production primaire excessive comme c'est le cas dans l étang de l'or. Seul le Grec a subi une véritable crise anoxique (malaïgue) qui s'est déroulée en août. Des observations supplémentaires ont montré que pendant cette période, les eaux du canal du Rhône à Sète étaient aussi anoxiques, au moins entre Carnon et Palavas. L'étang d'ingril a lui aussi présenté des déséquilibres dans ses concentrations en oxygène mais en juillet. Le phénomène de désoxygénation est plus

12 CHAPITRE VI. COLONNE D EAU marqué dans la partie nord de l'ingril, et vient en réponse aux sursaturations enregistrées au printemps (plus de 200 % en mai) en relation avec le développement d'ulves. Figure VI.4 : Distribution des pourcentages de saturation en oxygène dissous dans les lagunes étudiées de septembre 1998 à septembre Aucune anoxie n'a été enregistrée dans l'étang de Bages mais les écarts à la saturation sont élevés dans la partie nord, traduisant une production primaire excessive. La sursaturation enregistrée à Bages-sud n'est pas significative (120 %). Les pourcentages de saturation en oxygène sont très variables à Campignol (45 à 138 %) et traduisent encore une grande instabilité de la masse d'eau. Pour les étangs de l'ayrolle et de Gruissan les pourcentages de saturation en oxygène se sont maintenus entre 80 et 120 %. Dans la partie est de l étang de Thau, la production primaire se développe plus particulièrement dans les premiers mètres de la colonne d'eau, induisant des sursaturations (elles ne dépassent jamais 140 % en pleine eau). Le phytoplancton sédimente ensuite pour être reminéralisé dans les eaux de fond. Selon les conditions de vent et de température qui conditionnent la formation d une thermocline, la forte demande en oxygène peut conduire à l'anoxie des eaux de fond dans la partie est de Thau (> 7 m). Pendant la période d étude, l absence de différence surface-fond en température n a pas entraîné de désoxygénation dans les eaux de fond. La partie ouest de Thau, moins profonde, ne présente pas de différence surface-fond significative. Comme pour Leucate, les pourcentages d'oxygène par rapport à la saturation de Thau-ouest restent dans la fourchette %

13 CHAPITRE VI. COLONNE D EAU Transparence au disque de Secchi Dans les lagunes, cette profondeur varie de quelques centimètres à la hauteur totale de la colonne d eau (le disque posé sur le fond est visible). La grande variation de profondeur qui caractérise les lagunes du Languedoc-Roussillon rend difficile voire caduque la mesure de profondeur Secchi. Une lagune profonde (> 5 m) mais chargée en matériel particulaire pourra révéler des profondeurs Secchi très supérieures à une lagune aux eaux transparentes mais dont la profondeur n excède pas 80 cm. La transformation minimale est donc de «normaliser» ce paramètre sur la profondeur. En divisant la profondeur Secchi par la hauteur d eau puis en multipliant par 100, on obtient «le pourcentage de profondeur Secchi» dont le 100 % correspond à l observation du disque sur le fond. L opportunité de voir le disque sur le fond a été donnée au moins une fois pour toutes les lagunes (figure VI.5), mais pour l étang de l Or cette observation était très exceptionnelle. L étang du Grec, avec ses 30 cm de profondeur moyenne, n a permis de voir ses fonds qu à quatre reprises sur 13 (mars à juin 1999). Les étangs d Ingril et de Bages, avec des profondeurs similaires à celles de l étang de l Or ne présentent pas une telle opacité. On remarque cependant le gradient nord-sud à Bages. L Ayrolle et Gruissan présentent des eaux claires marquant une profonde différence avec Campignol. Thau et Leucate, lagunes significativement plus profondes que les autres, ont des pourcentages de profondeur Secchi très différents. A Thau, il a été possible d apercevoir le disque jusqu à 9 m de profondeur, et ce principalement pendant la période hivernale. Les faibles pourcentages de profondeur Secchi sont observés en été. A l inverse de celles de Thau, les eaux de Leucate présentent des eaux plutôt opaques en hiver qui ont tendance à s'éclaircir en été. Figure VI.5 : Distribution des pourcentages de profondeur Secchi dans les lagunes étudiées de septembre 1998 à septembre

14 CHAPITRE VI. COLONNE D EAU Turbidité La turbidité donne une mesure de la charge en matières en suspension dans l eau. Dans les milieux lagunaires, les valeurs de turbidité peuvent augmenter sous l effet de trois processus : - la remise en suspension de sédiments sous l action des vents - la production planctonique - l anoxie à l interface eau-sédiment et/ou dans l eau qui conduit à la libération importante de matériel notamment détritique. Les deux derniers processus sont liés aux phénomènes d eutrophisation. A la différence de la transparence Secchi, la turbidité est une mesure sur l eau et ne présente donc pas de dépendance vis à vis de la profondeur. De façon générale les eaux côtières tempérées présentent une turbidité variant de 0,5 à 10 NTU. Dans les lagunes, elle est susceptible d atteindre des nivaux très supérieurs en raison de la remise en suspension des sédiments sous l effet des vents violents. Les valeurs exceptionnelles de turbidité correspondent donc pour le plupart à la campagne de février 1999 qui a été précédée d une période de vents violents provenant du nord-ouest. La réponse de chaque lagune à ces vents dépend : - de la profondeur, - de la nature des sédiments - la position géographique de l écosystème. Figure VI.6 : Distribution de la turbidité dans les lagunes étudiées de septembre 1998 à septembre

15 CHAPITRE VI. COLONNE D EAU Ainsi, les étangs Palavasiens (Or, Grec et Ingril) souvent vaseux et peu profonds sont facilement soumis à cette remise en suspension (figure VI.6). Cependant, dans le bassin sud de l Ingril, qui présente une situation plus abritée grâce à la présence du canal, la turbidité n a pas dépassé 10 NTU. Les étangs du Narbonnais, très soumis aux vents du nord-ouest, ont eux aussi vu leur turbidité augmenter en février 1999, mais à des degrés très variables. Si les sables de l Ayrolle (voir sédiments) sont peu remis en suspension, les vases de Gruissan ont apporté le maximum de turbidité de tout le jeu de lagunes. L étang de Campignol, moins envasé que Gruissan, et Bages a aussi présenté des valeurs exceptionnelles en février L étang de Thau à la différence des autres écosystèmes, présente une faible sensibilité aux vents de nord-ouest car son grand axe est perpendiculaire à la direction des vents, conférant à ces derniers une faible prise. Dans l étang de Thau, les phénomènes de remise en suspension sont rares car associés à des événements venteux de sud-ouest ou nord-est qui sont peu fréquents (moins de 10 %). La situation de Thau est en opposition avec celle de Leucate, en particulier le bassin nord qui est très exposé à la tramontane. Leucate est en effet caractérisée par une grande sensibilité à la remise en suspension. Si les turbidités n atteignent que très rarement des valeurs supérieures à 20 NTU en raison de l épaisseur de la lame d eau, elles présentent la marque de la resuspension avec un valeur médiane de 5 contre 1,5 NTU à Thau. En revanche pendant la période estivale, où la tramontane a tendance à s affaiblir un peu, la turbidité passe en dessous de 2 NTU. En dehors de ces phénomènes de remise en suspension, 3 lagunes se distinguent par de fortes turbidités dépassant presque systématiquement la valeur de 10 NTU : l Or, le Grec et Campignol. Ces résultats sont à mettre en relation avec une forte production planctonique. La turbidité est aussi un indicateur d anoxie. Des baisses importantes dans les concentrations en oxygène dissous provoquent la mort d organismes qui en se dégradant enrichissent l eau en matériel détritique. La turbidité maximale de 58 NTU dans l étang du Grec a été enregistrée en été pendant l anoxie d août 1999 alors que la remise en suspension de février a entraîné une valeur de 31 NTU. De même le faible pourcentage de saturation en oxygène mesurée à Ingril Nord en juillet (40 %) est associé à une turbidité de 32 NTU

16 CHAPITRE VI. COLONNE D EAU Variables chimiques Nitrates Dans les sels de l'azote, éléments essentiels dans les processus d'eutrophisation, les nitrates témoignent presque toujours d'apports extérieurs. Le lessivage des engrais des sols vers les eaux souterraines et superficielles, mais aussi les effluents de stations d épuration (STEP) et de lagunages sont les principales sources de nitrates et nitrites dans les lagunes. La production endogène de nitrates par les bactéries de la nitrification (oxydation de l'ammonium en nitrites puis en nitrates) conduisent rarement à enrichir les eaux lagunaires de plus de 5 µm. De fortes concentrations en nitrates sont donc à attendre dans les eaux dessalées. L étang de l Or, dont les eaux sont maintenues artificiellement à des salinités proches de 20, est reconnu pour ses fortes concentrations en nitrates (figure VI.7). Pourtant, les nitrates ont révélé des concentrations très faibles à plusieurs reprises. La partie est de l étang de l Or, plus proche des sources d eaux douces superficielles, présente des concentrations en nitrates plus élevées que dans la partie ouest. Les eaux de l étang de l Or enrichissent celles du canal du Rhône à Sète qui alimentent en grande partie celles de l étang du Grec. Plus à l est, le Lez est aussi une source d enrichissement du canal en nitrates. L étang d Ingril n est pas sous l influence de ce fort enrichissement en nitrates par le canal du Rhône à Sète. De même, la dessalure observée en mai ne s est pas accompagnée d une augmentation des concentrations de nitrates, ce qui traduit la faible occupation du bassin versant de l Ingril. L étang de Bages présente des concentrations en nitrates voisine de 20 µm dans sa partie centrale ou débouche notamment le Canélou et la Berre. Les concentrations restent inférieures à 15 µm dans le nord et inférieures à 10 µm au sud. Bien qu ayant des salinités inférieures à celle de Bages Sud, l Ayrolle n a pas vu ses concentrations de nitrates dépasser 1 µm. Il faut voir dans ce résultat le rôle épurateur de l'étang de Campignol qui avec ses faibles salinités est caractérisé par des concentrations records en nitrates. La valeur extrême, proche de 300 µm, correspond aussi à un pic de nitrates dans les eaux du canal de Robine (500 µm), mais suggère aussi le lessivage d engrais dans un environnement proche. Ces nitrates semblent bien utilisés dans Campignol puisqu ils sont trouvés en très faible concentration dans l étang de l Ayrolle. Dans l étang de Gruissan, les dessalures sont associées à des concentrations des nitrates situées entre 15 et 10 µm. Dans l étang de Thau, les apports d eaux douces ont été trop faibles pendant la période d étude pour que les concentrations de nitrates dépassent 2 µm

17 CHAPITRE VI. COLONNE D EAU Figure VI.7 : Distribution des concentrations en nitrates dans les lagunes étudiées de septembre 1998 à septembre Dans l étang de Leucate, les nitrates sont aussi restés en concentration faible avec un maximum de 2,7 µm dans le bassin sud en mars En dépit des faibles niveaux de concentrations, les eaux du bassin sud de Leucate (LES) sont significativement plus élevées que dans le bassin nord (LEN) et témoignent de l influence des résurgences de Font Dame et Font Estramar. Nitrites Les nitrites constituent une forme d azote inorganique intermédiaire entre la forme la plus oxydée (nitrate) et la forme réduite (ammonium). Dans les apports d origine agricole, ils sont liés aux nitrates et représentent environ 10 % de la quantité (nitrates + nitrites). Dans les effluents issus des STEP et lagunages, ils sont plutôt liés à l ammonium qui constitue la substrat de départ pour la nitrification. Le nitrite est un composé dont l instabilité biogéochimique empêche l accumulation dans les milieux naturels. En l absence de pollution agricole, de fortes concentrations indiquent donc plutôt des apports récents issus de rejets de STEP et lagunages. Dans l étang de l Or les concentrations en nitrites sont liées à celle des nitrates et témoignent donc d apports principalement d origine agricole (figure VI.9). En revanche, dans l étang du Grec, la valeur record de 27 µm enregistré en novembre, coïncide avec une forte concentration d ammonium (84 µm) alors que celle en nitrates est de 11 µm. Dans l étang d Ingril, les concentrations sont faibles et la seule valeur de nitrites dépassant 1 µm est associée à la forte concentration d ammonium en février dans le bassin nord

18 CHAPITRE VI. COLONNE D EAU Figure VI.8 : Distribution des concentrations en nitrites dans les lagunes étudiées de septembre 1998 à septembre Dans l étang de Bages, les nitrites présentent une distribution similaire à celle des autres formes d azote inorganique dissous avec des concentrations maximale au centre. A l inverse des nitrates, les concentrations de nitrites sont plus élevées que dans l étang de l Or. En revanche, elles sont associées au fortes concentrations en ammonium. Ce résultat suggère une eutrophisation plutôt d origine urbaine (rejets de STEP et lagunages) qu agricole dans l étang de Bages. L étang de l Ayrolle présente des teneurs très faibles en nitrites avec une concentration maximale de 0,38 µm. Dans l étang de Campignol, les nitrites ont des concentrations élevées. Le maximum de nitrites n est pas associé à celui de nitrates, mais au maximum d ammonium enregistré au mois de juillet. Dans l étang de Gruissan, les concentrations de nitrites ne dépassent le seuil de 1 µm qu à l occasion des dessalures mentionnées auparavant. Comme pour les autres sels de l azote, les concentrations nitrites sont restés faibles inférieurs dans les étangs de Thau et de Leucate (< 1 µm). Ammonium L'azote ammoniacal ou ammonium est une source d'azote minéral essentielle dans le fonctionnement biologique des écosystèmes aquatiques. Utilisé comme source d'azote par le phytoplancton et les macrophytes, l ammonium est très impliqué dans les processus d eutrophisation. Il est présent dans les engrais azotés mais est peu lessivable par les pluies en comparaison avec les nitrates. L ammonium constitue surtout un traceur de rejets de STEP et de lagunages. De plus, c est le produit de la régénération azotée qui permet aux apports du

19 CHAPITRE VI. COLONNE D EAU bassin versant de subir plusieurs cycles «consommation-régénération» selon le temps de résidence des eaux lagunaires. Il provient des excrétions animales et de la décomposition bactérienne de la matière organique azoté dans l eau, et notamment à l interface eausédiment. Lors de crises anoxiques, l ammonium présente des pics de concentration. L étang de l Or est caractérisé par de fortes concentrations en ammonium voisines de celles en nitrates au printemps (figure VI.8). Les concentrations en ammonium présentent en plus des valeurs maximales en été (> 40 µm) alors que les nitrates sont à leur minimum. Mais c est l étang du Grec qui présentent les valeurs record de cette étude (> 100 µm). Ces maximums ne sont pas systématiquement liés à des dessalures et suggèrent plutôt des apports directs très concentrés (rejets de STEP). L anoxie enregistrée en août dans le Grec s accompagne également d une forte concentration en ammonium (41 µm). Dans la partie sud de l étang d Ingril, les concentrations en ammonium sont restées inférieures à 1 µm. En revanche, elles ont dépassé 3 µm à plusieurs reprises dans le bassin nord avec une valeur maximale de 18,6 µm en février. Figure VI.9 : Distribution des concentrations en azote ammoniacal dans les lagunes étudiées de septembre 1998 à septembre Dans l étang de Bages, la forme ammonium domine la forme nitrate mais elle se distribue sensiblement de la même façon avec des valeurs maximales dans la partie centrale en fin de printemps. L étang de l Ayrolle est caractérisé par des concentrations faibles ne dépassant pratiquement jamais 1 µm. Dans l étang de Campignol, les concentrations d ammonium sont d un niveau équivalent à celui des concentrations de nitrates avec des maximums plutôt situés en été. L étang de Gruissan présente de faibles concentrations mais les dessalures peuvent

20 CHAPITRE VI. COLONNE D EAU entraîner des pics de concentration aux alentours de 10 µm. La remise en suspension de février s est aussi caractérisé par un pic de concentrations de 10 µm. En l absence de forts apports du bassin versant, l étang de Thau est lui aussi caractérisé par des concentrations en ammonium proches de 1 µm. Seule la reminéralisation à l interface eau-sédiment est susceptible de faire augmenter les concentrations de quelques micromoles dans les zone profondes pendant la période estivale. De même la fin de l été est souvent caractérisée par une augmentation des concentrations en ammonium dans la colonne d eau, due à la déliquescence des communautés planctoniques estivale. Mais ces processus de régénération n entraînent pas de déséquilibre dans la production primaire pélagique souvent limitée par l azote en période estivale. L étang de Leucate est caractérisé par des niveaux faibles d ammonium mais ces derniers sont globalement supérieurs à ceux dans l étang de Thau. Azote inorganique Dissous ou NID Ce paramètre qui intègre l ensemble des sels de l azote disponibles pour la production primaire des lagunes, met en évidence un enrichissement des étangs de l Or et du Grec pour les Palavasiens (figure VI.10). Les étangs de Campignol et de Bages sont aussi nettement enrichis en NID par rapports aux autres lagunes du Narbonnais. Les lagunes de Thau et de Leucate montrent des niveaux de NID faibles pendant toute la période d étude. Figure VI.10 : Distribution des concentrations en azote inorganique dissous dans les lagunes étudiées de septembre 1998 à septembre

21 CHAPITRE VI. COLONNE D EAU Phosphates Le phosphore constitue le deuxième élément impliqué dans les processus d eutrophisation. Les végétaux ont besoin d orthophosphates dissous (PO4 3- ) pour assurer leur croissance. Les cours d eau et les eaux souterraines qui alimentent les eaux côtières sont généralement déficitaires en phosphates par rapport à l azote inorganique dissous. Les principaux apports de phosphore sont associés à la phase particulaire qui provient essentiellement du lessivage superficiel ou ruissellement à l occasion de fortes pluies. Les phosphates ont tendance à s accumuler dans les sédiments avec lesquels ils s'associent dans des formes majoritairement minérales et particulaires. Les sédiments peuvent relarguer des quantités importantes de phosphates dans l'eau lorsque des conditions réductrices s'installent et/ou se développent (disparition de l'oxygène dissous et baisse du ph), c'est à dire en période estivale lorsque la température de l'eau et donc du sédiment augmente (voir oxygène dissous). C'est pourquoi les concentrations de phosphates dans la colonne d'eau sont très liées à la température lorsqu elles ne sont pas soumises à la pression des végétaux ou lorsque des effluents des STEP et lagunages ne viennent pas perturber ce cycle naturel. Figure VI.11 : Distribution des concentrations de phosphates dans les lagunes étudiées de septembre 1998 à septembre Dans l étang de l Or, les concentrations de phosphates sont restés inférieures à 1 µm (figure VI.11). Elles ne se sont rapprochées du seuil de détection qu à la fin du printemps (0,03 et 0,01 µm en mai et juin respectivement). La partie est de l étang de l Or montre une évolution parallèle mais les concentrations estivales sont supérieures à 1 µm (1,15 et 1,37 en juillet et août). Les phosphates ne sont faiblement détéctés qu en mai. L étang du Grec présente des

22 CHAPITRE VI. COLONNE D EAU valeurs extrêmes dont la plus forte (21,5 µm) correspond à l anoxie d août L autre forte concentration (8,3 µm), observée en juillet, témoigne d un important relargage par le sédiment et/ou un enrichissement par des effluents. Les concentrations de phosphates sont toujours restées inférieures à 1 µm dans l étang d Ingril. Elles sont même plutôt proches du seuil de détection à l exception de la période estivale où elles atteignent un maximum de 0,93 µm dans la partie nord. Un enrichissement (0,57 µm) est noté dans la partie sud pendant la dessalure de mai. A Bages, les concentrations de phosphates sont souvent proches de 0,5 µm dans sa partie centre, indiquant comme pour les nitrites et l ammonium des apports récurrents de type «effluent». Avec une concentration maximale de 0,17 µm, la partie sud de Bages semble peu influencée par ces apports. La partie nord, même si elle est moins concentrée en moyenne qu au centre, présente deux valeurs estivales élevée (3,3 et 4,9 µm en août et septembre respectivement). L étang de l Ayrolle montre des concentrations de phosphates proches du seuil de détection, même en été. Les dessalures peuvent monter les niveaux de concentration aux alentours de 0,3 µm. L étang de Campignol se distingue encore des autres étangs par des concentrations élevées en phosphates dont l origine est à trouver dans les canaux qui drainent la basse plaine de l Aude. Les concentrations dans l étang de Gruissan sont comme pour l Ayrolle proches du seuil de détection. Une valeur exceptionnelle de 0,42 µm a été mesurée à l occasion de la dessalure de janvier. Les eaux de surface de l étang de Thau sont restées proches de 0,2 µm de l automne au printemps et sont montées ensuite près de 1 µm en été. Les phosphates sont restés presque toujours indétectables dans les eaux de Leucate. Des concentrations maximales de 0,14 et 0,12 µm ont été mesurées respectivement dans les bassins sud et nord à l issue de la tempête de nord-ouest en février Silicates Les silicates ne constituent un sel nutritif que pour les espèces phytoplanctoniques à test siliceux (diatomées, chrysophycées, silicoflagellés), mais ils sont aussi nécessaires aux diatomées benthiques et épibiontiques. Ils pourraient donc potentiellement être un facteur limitant de la production de diatomées. De façon générale, les silicates trouvent leurs origines à la fois dans les apports du bassin versant et dans les sédiments. Selon la nature des terrains du bassin versant, les eaux douces peuvent contenir des concentrations en silicates variant de quelques dizaines à plusieurs centaines de micromoles. Des concentrations importantes sont donc à attendre dans les écosystèmes dessalés. L autre source importante repose dans les tests

23 CHAPITRE VI. COLONNE D EAU de diatomées, qu'ils soient d'origine planctonique ou benthique, qui se dissolvent à l'interface eau-sédiment d'autant plus que la température est élevée. Les lagunes profondes qui constituent des pièges à particules efficaces et, de façon générale, les lagunes envasées, vont générer d importants flux de silicates pendant la période estivale. L étang de l Or, dessalé et envasé présente des concentrations très élevées de silicates qui peuvent dépasser 100 µm (figure VI.12). Il faut cependant noter que les silicates ont été indétectés aux mois de mai et juin dans le bassin ouest, et seulement au mois de mai dans le bassin est. L étang du Grec, moins dessalé, montre cependant des concentrations élevées de plusieurs dizaines de micromoles qui illustrent l influence des eaux de l étang de l Or. Les silicates ont aussi une origine endogène (frustules de diatomées pélagiques et benthiques) avec des concentrations voisines de 50 µm pendant l anoxie du mois d août. L étang d Ingril n a pas des concentrations de silicates aussi élevées que les deux autres étangs palavasiens étudiés. Les concentrations sont proches de 10 µm en hiver, diminuent aux alentours de 2 µm au printemps pour atteindre des niveaux supérieurs à 15 µm en été. Les silicates ont cependant diminué fortement au mois d août, devenant même indétectables dans le bassin sud. Figure VI.12 : Distribution des concentrations de silicates dans les lagunes étudiées de septembre 1998 à septembre La distribution des concentrations de silicates dans l étang de Bages est différentes de celles des sels de l azote et du phosphore qui montrent des concentrations plus élevées dans la partie centrale. Les valeurs maximales sont enregistrées au nord pendant l été avec un pic de 22 µm en juillet. Dans le bassin sud de Bages, les concentrations de silicates sont faibles avec des valeurs maximales proches de 5 µm. Dans l étang de l Ayrolle, les silicates ont des

24 CHAPITRE VI. COLONNE D EAU concentrations faibles situées aux alentours de 2 µm, sauf à l occasion d importants apports d eaux douces. La dessalure de mai (20) correspond à 32 µm de silicates. En conséquence, les concentrations de silicates de l Ayrolle sont généralement plus élevées qu à Bages. Ceci traduit l influence des eaux de Campignol caractérisées par des dessalures très importantes. L étang de Gruissan reçoit lui aussi des quantités significatives de silicates à l occasion de crues. L étang de Thau, caractérisé par de faibles dessalures pendant l étude, permet de mettre en évidence la forte composante benthique des silicates dans les lagunes profondes. De décembre à juin, les concentrations de silicates sont inférieures à 10 µm avec des valeurs minimales proches du seuil de détection en mai. En revanche, elles dépassent facilement 15 µm en été avec un maximum de 22 µm dans les eaux de fond de la partie est. L étang de Leucate qui accuse une dessalure permanente, n a pas de concentration de silicates en dessous de 5 µm. Les flux benthiques estivaux s ajoutant, les valeurs maximales avoisinent 30 µm dans la partie sud et 20 µm dans la partie nord en août. Azote Total Eau (NTE) Les concentrations en azote total dans l eau renseignent aussi bien sur les niveaux de concentrations en sels d azote (NID) qui appartiennent aux causes de l eutrophisation que sur les quantités de matières organiques particulaires ou dissoutes dont certaines formes sont clairement identifiées comme d autre causes de l eutrophisation. Le lessivages des terrains, sous l effet brutal et sporadique des précipitations, entraîne dans les lagunes réceptacles des composés organiques (urée, protéines, détritus organiques de toutes natures) qui, tout en se reminéralisant, consomment de l oxygène et libèrent du NID essentiellement sous forme ammoniacale. Les concentrations en azote total dans l eau renferment les conséquences de l eutrophisation dans l eau puisqu elles comprennent le phytoplancton et les communautés planctoniques associées qu elles soient zooplanctoniques ou bactérioplanctoniques. Dans les étangs de l Or et du Grec, les concentrations en azote total sont généralement situées entre 100 et 200 µm (figure VI.13). Dans la partie ouest de l étang de l Or, les valeurs minimales se mesurent en été, alors qu à l est, le maximum de 269 µm est atteint en août. C est aussi en août que le maximum de NTE est atteint dans l étang du Grec (245 µm), période durant laquelle une anoxie s est déroulée. L étang d Ingril montre des niveaux de NTE bien inférieurs avec des valeurs maximales supérieures à 50 µm dans la partie nord pendant en été. Une forte valeur de 73 µm est aussi mesurée en février dans le bassin nord à l occasion de la remise en suspension. Dans le bassin sud, les concentrations de NTE sont plutôt proches de 30 µm en hiver pour monter aux alentours de 40 µm en été

25 CHAPITRE VI. COLONNE D EAU L étang de Bages, à l exception de sa partie sud, se distingue nettement de l Ingril avec des concentrations plutôt situées entre 50 et 100 µm. Les valeurs maximales proches de 100 µm se retrouvent au printemps et les minimales en été. Les concentrations de NTE dans le sud de Bages sont significativement inférieures à celles mesurées plus au nord. Mais elles reflètent bien le situation précédente avec des niveaux maximum d environ 50 µm au printemps et des valeurs minimales en été proches de 30 µm. Les concentrations de NTE mesurées dans l étang de l Ayrolle sont parmi les plus faibles mesurée avec un minimum de 16 µm enregistré en janvier 1999 et des valeurs proches de 25 µm en hiver et au printemps. Mais c est en été que l étang de l Ayrolle montre des valeurs maximales aux alentours de 40 µm. L étang de Campignol présente une situation très contrastée avec son maximum absolu de 342 µm, composé essentiellement de nitrates. Campignol est le seul étang du Narbonnais caractérisé par des niveaux de NTE proches de ceux des étangs de l Or et de Grec. L étang de Gruissan, en dehors d une valeur exceptionnelle de 177 µm correspondant à la remise en suspension de février, montre des concentrations de NTE du niveau de celles de Bages sud. On y trouve le minimum de 15 µm enregistré dans les étangs du Narbonnais (novembre 1998). Figure VI.13 : Distribution des concentrations en azote total dans les lagunes étudiées de septembre 1998 à septembre L étang de Thau est caractérisé par de faibles niveaux d azote total dans sa colonne d eau. Pendant l étude, cet écosystème a reçu peu d apports d eaux douces entraînant de faibles concentrations en nitrates. En l absence de remise en suspension significative, les concentrations de NTE ne peuvent vraiment augmenter qu à l issue de flux d azote dissous du

26 CHAPITRE VI. COLONNE D EAU sédiment. Le cas se présente lorsque l anoxie des eaux de fond entraîne la mort et la reminéralisation rapide des communautés benthiques (Souchu et al., 1998). Les concentrations de NTE dans l étang de Leucate sont supérieures à celles de Thau, en particulier dans le bassin sud. Dans cette partie, des valeurs maximales voisines de 40 µm sont mesurées en hiver alors que les concentrations les plus faibles, proche de 20 µm, se situent en été. Le bassin nord de Leucate présente une situation analogue, mais les concentrations maximales d hiver sont plus faibles que dans le bassin nord (30 µm). Phosphore Total Eau (PTE) Comme pour l azote total dans l eau (NTE), les concentrations en phosphore total dans l eau (PTE) expriment à la fois les niveaux de phosphates qui appartiennent aux causes de l eutrophisation et les quantités de matières organiques qui révèlent notamment les excès de production primaire. Le phosphore apporté aux lagunes par le lessivage du bassin versant est en grande partie sous forme particulaire mais une augmentation des concentrations en phosphates dans le eaux accompagne souvent les dessalures consécutives à de fortes pluies sur le bassin versant. Les anoxies (malaïgues), qui entraînent la mortalité de nombreux organismes aérobies vivant à l interface eau-sédiment, induisent la libération d importantes quantités de phosphates dans l eau (Souchu et al., 1998). Figure VI.14 : Distribution des concentrations en phosphore total dans les lagunes étudiées de septembre 1998 à septembre

27 CHAPITRE VI. COLONNE D EAU Pour l ensemble des lagunes étudiées, les concentrations de PTE présentent une forte amplitude (figure VI.14). Les concentrations sont fréquemment inférieures à 0,5 µm dans les étangs de l Ayrolle et de Leucate alors qu elles peuvent dépasser 10 µm dans les étangs de l Or et du Grec. Leur distribution en fonction des lagunes est proche de celle de l azote total dans l eau. L étang du Grec se distingue par des valeurs extrêmes qui témoignent de l anoxie estivale à l origine de l enrichissement en phosphates. Les résultats de PTE montrent aussi que les eaux de Leucate sont plus pauvres que celles de Thau alors qu en NTE, elles sont plus riches. Chlorophylles La détermination des chlorophylles a, b et c permet une première approche de la composition des peuplements phytoplanctoniques suivant les grands groupes taxonomiques (tableau VI.2). Ainsi, les groupes à chlorophylle b et des groupes à chlorophylle c se distinguent clairement. Mais l'interprétation des résultats est relativement compliquée par le fait que les taux cellulaires des chlorophylles b et c ne sont pas proportionnellement identiques à ceux de la chlorophylle-a. En outre, la présence de Cyanophycées augmente la proportion de chlorophylle-a par rapport aux chlorophylles b et c car ce groupe ne possède pas de chlorophylles accessoires. Tableau VI.2 : Composition des principaux groupes phytoplanctoniques en différent pigments chlorophylliens Groupes Chlorophylle-a Chlorophylle-b Chlorophylle-c Phycobilines Cyanophycées (Cyanobactéries ou algues + + bleu-vertes) Chlorophycées + + Prasinophycées + + Euglénophycées + + Bacillariophycées (Diatomées) + + Dinophycées + + Cryptophycées

28 CHAPITRE VI. COLONNE D EAU Chlorophylle-a L'examen des concentrations de la chlorophylle-a prises dans leur ensemble, sur toute la durée de l'étude et pour toutes les stations montre une large gamme des valeurs dont les plus fortes (> 30 µg/l en moyenne) distinguent très nettement les étangs de l'or et du Grec (figure VI.15). Les autres lagunes montrent des valeurs de chlorophylle a comparables dans leur ensemble. Cependant, deux groupes peuvent être séparés avec pour l'un des concentrations inférieures à 5 µg/l en moyenne (INS, BGS, AYR, TE, TW, LES et LEN), et pour l'autre des concentrations comprises entre 5 et 10 µg/l en moyenne (INN, BGN, CAM). Figure VI.15 : Distribution des concentrations en chlorophylle-a dans les lagunes étudiées de septembre 1998 à septembre Figure VI.16 : Distribution des concentrations en chlorophylle-a + phéophytine dans les lagunes étudiées de septembre 1998 à septembre

29 CHAPITRE VI. COLONNE D EAU Phéophytine-a La phéohytine-a et plus généralement les phéopigments sont toujours présents en quantité non négligeable dans le pool des pigments du phytoplancton, y compris dans les populations en croissance. Mais leur quantité augmente quand il y a dégradation des cellules. Leur intégration dans la somme (chlorophylle-a + phéophytine-a) peut être un moyen de tenir compte de cette dégradation, notamment de celle liée au traitement des échantillons (conservation, filtration, etc.). La somme de la chlorophylle-a et de la phéophytine-a présente la même distribution des lagunes en trois groupes (figure VI.16). Chlorophylles b et c Les chlorophylles b et c n'apportent pas d'information supplémentaire du seul point de vue de la biomasse en phytoplancton (figures VI.17 et VI.18). Comme pour la chlorophylle-a, ces deux paramètres permettent la distinction des étangs de l Or et du Grec. Mais la discriminations des autres lagunes n est pas améliorée. Rapports Chl-b/Chl-a et Chl-c/Chl-a Les variations des rapports b/a et en particulier celle des rapports c/a laissent apparaître des différences entre les différentes lagunes du point de vue de la composition du phytoplancton (figure VI.19 et VI.20). En particulier, les rapports c/a sont nettement plus faibles pour les stations OR, GRE et CAM que pour les autres stations, indiquant une structure des peuplements différente pour ces deux groupes de stations. En revanche, dans les stations où le rapport c/a est le plus élevé, il n'est pas possible d'attribuer l'augmentation du taux de chlorophylle-c à un des groupes dominants dans les lagunes, à savoir les Diatomées, les Dinophycées ou les Cryptophycées

30 CHAPITRE VI. COLONNE D EAU Figure VI.17 : Distribution des concentrations en chlorophylle-b dans les lagunes étudiées de septembre 1998 à septembre Figure VI.18 : Distribution des concentrations en chlorophylle-c dans les lagunes étudiées de septembre 1998 à septembre

31 CHAPITRE VI. COLONNE D EAU Figure VI.19 : Rapport des concentrations en chlorophylle-b sur les concentrations en chlorophylle-a dans les lagunes étudiées de septembre 1998 à septembre Figure VI.20 : Rapport des concentrations en chlorophylle-c sur les concentrations en chlorophylle-a dans les lagunes étudiées de septembre 1998 à septembre

32 CHAPITRE VI. COLONNE D EAU DIAGNOSTIC DES ECOSYSTEMES Etang de l Or L étang de l Or est alimenté en eaux douces par un bassin versant à forte vocation agricole. Il reçoit donc des eaux concentrées en engrais lessivés par les pluies. En conséquence, les concentrations en nitrates dans cet écosystème sont souvent élevées. Le confinement forcé par les portes anti-sel entraîne la stagnation et la répartition de ces apports dans l ensemble de la lagune. L évolution de la salinité dans les deux bassins illustre bien l efficacité du confinement (figure VI.21). Les nitrates, au lieu d être dispersés en mer, sont consommés par les producteurs primaires de l étang et peuvent même y être épuisés comme c est le cas au début du suivi (figure VI.22). Les concentrations de phosphates ne présentent des niveaux potentiellement limitants qu au printemps. La production primaire phytoplanctonique y est donc très élevée, se traduisant par des concentrations en chlorophylle-a dessus de 50 µg/l pendant presque toute l année. La période estivale se distingue par des valeurs minimales de chlorophylle-a en dépit de fortes concentrations en NID et phosphates. L Azote Total dans l eau intègre bien ces variations et se maintient aux alentours de 100 µm pendant tout le suivi. Figure VI.21 : Evolution de la salinité aux deux stations de l étang de l Or

33 CHAPITRE VI. COLONNE D EAU Figure VI.22 : Principales caractéristiques biogéochimiques des eaux de l étang de l Or de septembre 1998 à septembre Etang du Grec Comme pour l étang de l Or, les eaux du Grec sont caractérisées par des concentrations en sels nutritifs élevées toute l année et la production primaire n est donc pas limitée par les apports trophiques (figure VI.23). Bien que le Grec, peu profond, soit plutôt considéré comme favorable au développement des macrophytes, les concentrations en chlorophylles y sont aussi élevées que dans l étang de l Or, avec des maximums absolus enregistrés pendant la période estivale. Le développement d une anoxie estivale dans un environnement aussi peu profond témoigne d un environnement très eutrophisé. En l absence d un renouvellement efficace des eaux, l anoxie se contente de remettre les nutriments à disposition pour les producteurs primaires qui peuvent recommencer un nouveau cycle de croissance

34 CHAPITRE VI. COLONNE D EAU Figure VI.23 : Evolution des pourcentages de saturation en oxygène dissous, des concentrations en NID, de chlorophylle-a et de phosphates dans l étang du Grec de septembre 1998 à septembre Etang d Ingril Les niveaux de concentrations en sels nutritifs dans l étang d Ingril sont beaucoup plus faibles que dans les deux autres palavasiens. La forte augmentation de NID sous forme ammoniacale, limitée au bassin nord, est située entre les deux périodes pluvieuses (figure VI.24). Elle est cependant accompagnée d une dessalure de 4. Mais le maximum correspond à la forte remise en suspension de février. L augmentation des concentrations de silicates en février (de 1,3 à 14,4 µm) indique une origine en grande partie sédimentaire mais des apports diffus par le canal du Rhône à Sète ne sont pas à exclure. Les échantillons correspondant à la dessalure de mai n étaient pas accompagnés d une augmentation des concentrations en sels nutritifs. Les phosphates étaient épuisés et le NID se maintenait aux alentours de 1 µm. En revanche, les

35 CHAPITRE VI. COLONNE D EAU concentrations en chlorophylle-a présentaient un pic modeste d environ 5 µg l -1. C est en été que les concentrations de chlorophylle-a montent à des niveaux importants. L accroissement de la biomasse phytoplanctonique correspond à une nette augmentation des concentrations de phosphates dont l origine est a priori sédimentaire. Mais un enrichissement par le biais d effluents est aussi à envisager. Dans cet écosystème, la production primaire pélagique semble contrôlée par la disponibilité du phosphore qui présente son maximum en été. Figure VI.24 : Principales caractéristiques des eaux de l Ingril nord de septembre 1998 à septembre Etang Bages L étang de Bages reçoit des apports d eaux douces principalement en son milieu par le Canélou et la Berre qui reçoit les effluents d une dizaine de stations d épuration. La salinité la plus basse est donc rencontrée à la station BGM en période d apport d eau douce, soit décembre et mai (figure VI.25). Les eaux douces ont tendance à stagner voire à s accumuler