Etat écologique de l'étang de Berre 2009/2010

Le suivi écologique porte sur  :

- des indicateurs physiques : salinité, température et courantologie,

- des indicateurs chimiques et biologiques : sels nutritifs, contamination, populations phytoplantoniques, algues et phanérogames, macrofaune benthique, moules, poissons,

- des indicateurs de la qualité bactériologique des eaux (pour la pratique des usages nautiques)

Les apports

Comme pour tout milieu lagunaire, l’écosystème de l’étang de Berre est largement conditionné par la nature et la quantité des apports en provenance de son bassin versant : eau douce, limons, nutriments, contaminants. Les apports d’eau douce proviennent à la fois des eaux de pluies qui arrivent jusqu’à l’étang via le bassin versant et ses tributaires mais aussi des apports de la Durance via le canal usinier EDF.

La Provence est l’une des régions les plus sèches de France avec des cumuls annuels de précipitations de moins 600 mm sur toute la basse Provence et moins de 500 mm autour de l’étang de Berre. La caractéristique du régime de précipitations méditerranéen est son extrême irrégularité : à une longue période de sécheresse estivale succède généralement un automne très arrosé. Souvent les précipitations automnales (de septembre à novembre) contribuent, en 3 mois, à plus du tiers des normales annuelles. Ainsi, pour les années récentes, à trois années marquées par des conditions hydro-météorologiques sèches (2005, 2006 et 2007), ont succédé des années avec une hydrologie nettement plus élevée (2008, 2009 et 2010) et des cumuls annuels de précipitation compris entre 608 et 818 mm. Rapportés à la surface de l’étang de Berre, ces pluies correspondent à des apports en eau compris entre 94 et 126 millions de m³. Ces trois années là, les tributaires naturels Arc, Touloubre, Cadière, ont également vu leurs apports en eau augmenter : En 2010, les trois rivières ont apporté un total de 238 millions de m³ d’eau, dont 115 pour l’Arc, 90 pour la Touloubre et 33 pour la Cadière.

Après avoir culminé à prés de 7 milliards de m³ par an en 1977, les apports en eau de la Durance par le canal usinier de Saint-Chamas ont été régulés, par voie réglementaire, en 1993 puis en 2005, et sont maintenant de l’ordre de 1.2 milliards de m³ par an (1,14 milliard de m³ en 2010).

Les apports solides (matières particulaires) par les tributaires naturels Arc, Touloubre, Cadière, dépendent de l’hydraulicité et sont donc très variables d’une année à l’autre. Ils varient de 2 000 à 80 000 tonnes par an, sans toutefois prendre en compte les épisodes de crues. Ces dernières peuvent constituer jusqu’à 99 % des flux de matières en suspension. Comme pour les apports en eau, les apports en limons par le canal usinier de Saint-Chamas ont été limités. Sur la période 2009-2010, ils ont été respectivement de 42 156 tonnes et 62 536 tonnes.

Les apports en sels nutritifs, azote, phosphore suivent globalement les tendances des apports d’eau douce et de matière en suspension par les tributaires. Ainsi, pour l’année 2008, les apports en azote total et en phosphore total par les tributaires naturels (Arc, Touloubre, Cadière) ont été respectivement de 963 tonnes et 100 tonnes, l’Arc y contribuant pour près de 70 %. Sur la période 2008-2009, le canal usinier de Saint-Chamas a apporté 1085 tonnes d’azote total et 30 tonnes de phosphore total.

Enfin, les apports à l’étang concernent également les apports atmosphériques (estimés à 77t d’azote et 2t de phosphore en 1990), les eaux de ruissellement (estimés à 35t de phosphore et 100t d’azote en 1994) et les apports diffus par la nappe fluviatile de l’Arc (estimés à 40t de N-NO3 en 2001).

 

Qualite de l'eau et eutrophisation

La répartition spatiale et temporelle de la salinité dans l’étang de Berre permet de distinguer deux grandes masses d’eau. Depuis 2005 et la mise en place des nouvelles modalités de rejets d’eau douce de la centrale EDF, cette structure s’est maintenue.

 C’est toujours le cas en 2009 et 2010 : la couche 1-6 m est très homogène au cours de l’année avec une salinité comprise entre 15 et 27 et au-delà de 7 m de profondeur la stratification haline isole la couche de fond plus salée (salinité de 34 au maximum dans le sud de l’étang en profondeur).

La notion d’eutrophisation se réfère à un « enrichissement » des milieux aquatiques en sels nutritifs, surtout le phosphore et l'azote. Les conséquences sont diverses : développement excessif de phytoplancton et de macrophytes nitrophiles, poussées d’espèces opportunistes toxiques, hypoxie ou anoxie du milieu mortelles pour la faune, augmentation de la turbidité de l’eau et diminution de la lumière disponible pour les végétaux benthiques. L'étang de Berre constitue ainsi un milieu globalement eutrophe, avec de fréquentes effloraisons algales (phytoplancton et macroalgues) et des phénomènes d’appauvrissement en oxygène de ses eaux.

L’azote minéral composé des nitrates, nitrites et ammonium, en concentration importante, constitue le stock de nutriments susceptible d’être assimilé par le phytoplancton. Les concentrations élevées en phosphates, elles, témoignent du caractère anoxique des eaux de fond. La variabilité saisonnière est importante, les plus fortes valeurs en nitrates sont relevées en hiver (à la suite d’apports accrus par les tributaires), tandis que l’ammonium (produit de la dégradation) est plus abondant en période chaude. Les teneurs en chlorophylle-a suivent cette tendance, les valeurs maximales sont généralement atteintes, en août. Malgré une diminution des concentrations en sels nutritifs dans l’étang amorcée au début des années 2000, l’étang de Berre est classé, dans un état « passable » à « médiocre » en terme d’eutrophisation sur la base des indices retenus par le Réseau de suivi lagunaire en Languedoc-Roussillon et par la DCE. Le principal paramètre déclassant étant la biomasse chlorophyllienne. La transparence de l’eau, directement conditionnée à la charge en matière particulaire (phytoplancton notamment) reste faible dans l’étang : en juillet 2010, la couche euphotique (où parvient seulement 1 % de la lumière incidente de surface) était atteinte dès 4 m de profondeur.

La stratification haline, en isolant physiquement la masse d’eau de fond, réduit les échanges diffus et contribue au maintien de conditions hypoxiques, voire anoxique, quasiment permanentes à partir de 7 m de profondeur. De plus, en période estivale, les phénomènes biologiques (production primaire) peuvent générer une consommation accrue d’oxygène dans les couches d’eau moins profondes, ce qui aggrave les conditions d'oxygénation. De juillet à octobre, des anoxies complètes ont pu être observées  à des profondeurs relativement faibles (de 2.5 à 4 m)et ce jusqu’à 5 jours consécutifs (août 2009 dans l’anse du Ranquet).

 

populations phytoplanctoniques

 Les communautés phytoplanctoniques de l’étang de Berre sont composées d'espèces marines néritiques et saumâtres dominées par des espèces de petite taille tout au long de l'année.

Les diatomées dominent le peuplement, les plus abondantes sont des espèces de petite taille (i.e. Skeletonema costatum, Cyclotella sp., Phaeodactylum tricornutum, Cylindrotheca closterium). Les dinoflagellés présents sont également des espèces de petite taille (des genres Gymnodinium et Gyrodinium). En ce qui concerne les dinoflagellés potentiellement toxiques, des espèces du genre Gymnodinium sont régulièrement identifiés tout au long de l’année, mais dans des concentrations qui restent très faibles au regard des densités des autres espèces.

Macrophytes et phanérogames

Les peuplements de macrophytes de l’étang de Berre présentent des signes d’importantes perturbations. Les herbiers de magnoliophytes (phanérogames) ont fortement régressé, ils ne sont plus présents qu’à l’état de vestige et ne constituent plus de peuplement fonctionnel. Les Chlorobiontes nitrophiles, telles que les Ulves  proliférent, tandis que le développement des Rhodobionthes se limite à quelques espèces pionnières. Cette situation perdure en 2009 et 2010, sans que les herbiers ne montrent de signes de recolonisation.

Parmi les espèces de magnoliophytes, seules Zostera noltii et Ruppia cirrhosa sont encore présentes, mais elles restent très faiblement représentées. R cirrhosa et Z. noltii ne sont respectivement plus présentes que sur 1 et 3 stations (sur les 31 qui sont suivies annuellement) avec des recouvrements très faibles. Sur les sites où ils subsistent, principalement au droit de la pointe de Berre et du delta de l’Arc, les herbiers de zostères ne constituent pas de ceinture continue et restent sous la forme de taches semi-circulaire différenciées, de taille métrique à décamétrique. Les herbiers ne s’étendent pas au-delà de 0.8 à 1,2 m de profondeur selon les sites, ce qui témoigne d’une limitation par la lumière (liée à la fois à la charge en matière en suspension dans l’eau, au recouvrement des feuilles par les épiphytes et à la remise en suspension des sédiments sous l’effet du vent). Les conditions lumineuses dégradées s’expriment également par les paramètres de vitalité (densités, biomasses) qui restent faibles comparativement à d’autres lagunes méditerranéennes. Une cartographie des petits fonds littoraux réalisée à l’été 2009 au moyen de photographie aérienne a néanmoins montré le maintien de zostères dans le bassin de délimonage situé au nord du Grand Etang ainsi que le développement de quelques taches d’herbier dans l’étang de Vaïne (secteur des Marettes). Quant à R. cirrhosa, elle ne subsiste que sous la forme de faisceaux isolés à très faible profondeur.

Les Chlorobiontes, sont représentés dans l’étang de Berre par les espèces du genre Ulva, Enteromorpha et Cladophora dont les populations se sont globalement développées depuis le début des années 1990. Les ulves en particulier ont montré des proliférations maximum dans les années 2002-2004. Notons que les échouages massifs d’ulves sur les rivages et dans les faibles profondeurs constituent une contrainte supplémentaire à la croissance des herbiers de phanérogames.

Les Rhodobiontes Gracilaria  et les Callithamniée (Polysiphonia, Callithamnion) sont également bien représentées le long du rivage. En 2009 et 2010, les callithamniées constituent le groupe d’espèces le plus abondant après les Ulves. Ces algues rouges s'accumulent également dans les faibles profondeurs et le long du rivage, sous l'action du vent et des courants.

Transplantations expérimentales de Zosteres

Au printemps 2009, une expérimentation de réimplantation de zostères a été menée. Elle concerne deux espèces : Zostera noltii et Z. marina, qui étaient abondamment présentes dans l’étang de Berre jusque dans les années 60, puis ont régressé, la dernière étant totalement éteinte depuis les années 70. Les transplants ont été prélevés dans l’anse de Carteau (golfe de Fos) puis replantés dans 6 sites du grand étang et de l’étang de Vaïne, en utilisant deux techniques différentes ; la transplantation de boutures isolées et la transplantation de mottes maintenues dans des pots en fibre de cellulose.

18 mois après leur transplantation Zostera noltii et Zostera marina se sont maintenus sur les sites de l’Anse des Merveilles, Arc, Pointe de Berre et Figuerolles. Les transplants avaient disparu sur les sites de Saint Chamas et de Vaïne 90 jours après leurs implantations.

Sur les sites où ils se sont maintenus, les transplants montrent des taux de survie relativement homogènes selon les techniques employées, avec une décroissance de type logarithmique, les plus fortes mortalités ayant eu lieu au cours des 3 premiers mois suivant les transplantations. Au bout de 18 mois, les taux de survie moyens sont de 9 % pour les boutures et les pots de Z. noltii et de 13 % pour les boutures de Z. marina. La période estivale, caractérisée par des températures de l’eau élevée à faible profondeur, des blooms phytoplanctoniques qui réduisent la pénétration lumineuse, le développement d’épibiontes sur les feuilles et l’échouage de macrophytes (genres Ulva, Gracilaria) reste particulièrement stressante pour les transplants et apparaît comme une période déterminante dans les taux de  survie.

Malgré les mortalités importantes, certains des transplants présentent des taux de croissance réguliers qui méritent encore d’être suivis. Les sites de l’embouchure de l’Arc, de la Pointe de Berre et de l’Anse des Merveilles présentent les meilleures croissances régulières, avec un diamètre maximal du transplant qui a triplé et même quadruplé selon les transplants depuis le début de l’expérimentation. Notons que les sites de l’Arc et de la Pointe de Berre sont 2 stations où la zostère est encore aujourd’hui naturellement présente sous la forme d’herbiers reliques.

Macrofaune benthique

Les espèces de la macrofaune benthique présentes dans l’étang de Berre appartiennent à la biocénose Lagunaire eurytherme euryhaline (LEE) ; cet assemblage est essentiellement présent sur la bordure côtière et s’appauvrit vers le large, avec l’augmentation de profondeur. La présence d’espèces à affinité marine (constitutives de la biocénose des Sables vaseux de mode calme), qui constituait l'essentiel du peuplement jusque dans les années 60, n’est notée qu’à proximité du débouché du chenal de Caronte, qui relie l’étang avec le golfe de Fos. Le peuplement global est caractérisé par des richesses spécifiques et des abondances faibles (dans un état majoritairement « pauvre » à « moyen » selon l’indice M-AMBI tel qu’utilisé actuellement dans le cadre de la DCE).

Les peuplements de la bordure côtière sont dominés par des bivalves (l’espèce introduite Musculista senhousia par exemple y représente plus de 50 % des organismes présents), ensuite viennent les polychètes Nereis succinea et Ficopomatus enigmaticus. En 2010, la richesse spécifique reste très faible, en moyenne inférieure à 12 espèces, les stations les plus diversifiées (jusqu’à 17 espèces) étant situées au sud ouest de l’étang sous l’influence des entrées d’eaux marines par le chenal de Caronte. Ce sont également dans ces stations que l’on retrouve les espèces à affinité marine comme Venerupis aurea ou Ruditapes decussatus caractéristiques de peuplements de type SVMC et les plus fortes densités (centrées autour de 5 000 individus/m² pour l'ensemble de l'étang). Les peuplements les plus dégradés sont observés dans la baie de Saint-Chamas, l'anse du Ranquet et l'étang de Vaine. Les fluctuations saisonnières des peuplements sont marquées, avec d'importantes mortalités qui surviennent lors des épisodes d'anoxie estivales. Les peuplements se reconstituent en hiver, avec des richesses spécifiques stables mais des abondances qui, de fait, restent faibles.

La zone centrale, plus profonde, reste très appauvrie par rapport à la bordure côtière. Dans les secteurs les plus profonds (9 m), il s’agit plutôt de présence ponctuelle de quelques individus d’espèces pionnières. 4 espèces y sont généralement recensées, dans des densités très faibles (140 individus/m²).

Enfin, la colonisation récente (depuis 2005) de la moule introduite Musculista senhousia, qui peut représenter jusqu’à 50 % des organismes présents dans les échantillons, doit être prise en considération. Il est admis que l’ultra-dominance d’une espèce est généralement indicatrice d’un milieu perturbé, et peut constituer une contrainte supplémentaire au développement des autres espèces partageant la même niche écologique.

 

 Ichtyofaune

L’inventaire ichtyologique réalisé par des pêches expérimentales et le suivi des pêcheries constituent deux volets complémentaires de l’évaluation des stocks.

L’inventaire ichtyologique, réalisé sur 2 ans, a permis de donner une description de la nature du peuplement en place, des variations spatiales et temporelles dominantes, ainsi que de l’état de santé global du peuplement de poissons.

46 espèces de poissons et 6 espèces de crustacés ont été recensées (dont certaines qui ne sont que très ponctuellement présentes). Un premier niveau de fluctuations saisonnières a été mis en évidence dans la composition et l’abondance du peuplement (appauvries durant la saison froide, maximales au printemps), fluctuations cohérentes avec ce qui était attendu au regard des connaissances sur le fonctionnement des lagunes. A ce stade, seules 2 stations se différencient significativement : Martigues, plus proche des entrées d’eaux marines, et la Poudrerie plus confinée au nord de l’étang. L’analyse des guildes fonctionnelles montre une influence de la saison sur l’abondance des espèces selon leur régime trophique et leur comportement écologique (espèces pélagiques, benthiques ou démersales), variations là encore habituelles en milieu lagunaire. Parmi l’ensemble des espèces collectées, les gobies et les athérines, de petite taille, présentent de très grands effectifs. Ces espèces, résidentes, constituent une part importante de la biomasse et servent de base à l’alimentation d’autres espèces (poissons fourrage). Pour autant, avec près de 70 % de planctonophages ou consommateurs d’invertébrés benthiques ou omnivores, le peuplement ichtyologique de l’étang de Berre semble dominé par les espèces carnivores. pour autant, Les grands ichtyophages n’y sont que peu représentés. Toutefois, la sélectivité des engins employés s’exerce au détriment des espèces de grande taille qui évitent ce type d’engins. Ainsi, si l’échantillonnage privilégie la capture des petits benthiques il semble sous-estimer fortement celle des démersaux et des pélagiques.

Des analyses sanitaires ont été réalisés à chaque campagne de l’inventaire ichtyologique en se basant notamment sur les taux de nécroses externes et le parasitisme externe et interne des poissons échantillonnés. Bien que ces approches n’aient pas été développés pour les eaux de transition et qu’il n’existe pas de référence dans ces milieux, ces analyse indiquent un état de santé de l’ichtyofaune globalement médiocre (plus particulièrement durant les périodes chaudes), certains paramètres du milieu comme la température et l’oxygénation des eaux pouvant avoir des incidences sur la santé des poissons.

Les richesses spécifiques relevées dans l’étang de Berre sont du même ordre de grandeur que celles d’autres lagunes méditerranéennes (Thau et Bages-Sigean) ; toutefois, le choix méthodologique opéré pour les pêches expérimentales de l’inventaire icthyologique (filet sélectif ciblé sur les petites tailles) ne permet pas de traduire les listes d’espèces obtenues en production. C’est pourquoi le suivi de l’activité de pêche vient compléter cet inventaire.

La pêcherie dans l’étang de Berre est essentiellement centrée sur l’exploitation d’espèces lagunaires (anguilles, muges) et d’espèces marines effectuant une partie de leur cycle de vie en lagune (loup, daurade).

L’activité, en terme d’espèces-cibles et de principaux métiers, semble avoir globalement peu évoluée depuis la fin des années 1980. En revanche la taille de la flottille active a fortement diminuée. Si les anguilles et les muges restent les principales espèces en tonnage, les athérines  (cabassons) qui étaient la troisième espèce débarquée dans les années 80 sont devenues une espèce très accessoire dans la pêcherie. A l'inverse, les daurades sont devenues une cible majeure et représentent une part importante des débarquements. Comme pour la plupart des lagunes méditerranéennes françaises, la pêcherie de l’étang de Berre reste une pêcherie « à risques », contrainte par sa dépendance au milieu extérieur pour le recrutement des juvéniles (anguille), le faible nombre d’espèces-cibles (l’essentiel de la production est basé sur 4 espèces) ce qui limite les possibilités de report d’effort et, enfin, les contraintes liées au milieu (eutrophisation, crises anoxiques estivales).

 Contamination chimique des sediments

 

La contamination des sédiments de l’étang de Berre a été très importante par le passé avec une chronologie qui diffère entre le grand étang et l’étang de Vaïne.

Dans le grand étang, les niveaux maximum de contamination ont été atteints dans les années 1950-1960, dans l’étang de Vaïne deux périodes de contamination ont pu être mises en évidence : dans les années 1930 pour tous les métaux et autour des années 1980 pour le cobalt (Co), le chrome (Cr) et le nickel (Ni). A partir des années 1970, les niveaux de contamination ont fortement diminué sous l’influence des réglementations sur les rejets industriels : jusqu’à 90 % pour le cadmium (Cd) et le mercure (Hg), 80 % pour le plomb (Pb), 70 % pour l’arsenic (As), 50 % pour le zinc (Zn) et 20 % pour le cuivre (Cu). L’ouverture de l’usine hydroélectrique de Saint-Chamas en 1966 et le rejet de fortes quantités de limons faiblement contaminés en provenance de la Durance se sont également accompagnés d’une dilution de la contamination dans les sédiments de surface.

Les concentrations en Eléments traces métalliques des sédiments de surface actuels de l’étang de Berre sont les plus faibles depuis plusieurs décennies. Aujourd’hui, les sédiments se caractérisent par des niveaux de contamination faibles (As, Ni, Zn) à modérés (Cd, Cu, Cr, Pb, Hg). Les tests de toxicité effectués sur le polychète Nereis succinea montrent que parmi les ETM étudiés, As, Ni et Cu ne constituent à priori pas un risque particulier pour l’écosystème benthique du fait de leur faible niveaux de contamination dans les sédiments de surface ou de leur faible biodisponibilité. Pour l’évaluation du risque que constitue Co et Zn dans les sédiments, d’autres bio-indicateurs tels que le bivalve Brachidontes marioni devraient être testés, ce qui par ailleurs pourrait être pertinent dans le cas d’un développement d’activités ostréicoles ou mytilicoles dans l’étang.

Cependant, des niveaux de contamination très forts ont été observés quelques centimètres sous la surface des sédiments dans le grand étang et l’étang de Vaïne, ce qui nécessite de prendre des précautions lors d’éventuels travaux pouvant s’accompagner de remise en suspension de sédiments. Par ailleurs, si les ETM sont majoritairement piégés dans les sédiments, des flux vers la colonne d’eau ont pu être mis en évidence, favorisés notamment par les conditions anoxiques dans la zone sud du grand étang. Ces apports pourraient contribuer à la dégradation de la qualité des eaux et à la dégradation de l’écosystème de l’étang.

 

 Conclusion

En 2009 et 2010, l’étang de Berre présente encore les caractéristiques d’un milieu fortement dégradé. La salinité dans l’étang se maintient entre 15 et 25 et les apports globaux en sels nutritifs tendent à diminuer. Pour autant cette évolution récente des conditions hydrologiques ne s’est pas accompagnée d’une amélioration significative des indicateurs biologiques, macrophytes et macrofaune benthique.