Développement d’une base de données pressions DCE · L’objectif global de la construction d’une telle base de données étant l’analyse des liens état-pressions, nous n’avons

Département Océanographie et Dynamique des Ecosystèmes

Laboratoire Environnement Ressources Provence Azur Corse

Coralie Meinesz

Marc Bouchoucha

Mai 2013 - RST.ODE/LER-PAC/13-07

Développement d’une base de données pressions DCE Analyse des liens état – pressions

Baie de Toulon, crédit photo GoogleEarth

Convention Agence de l’eau RM&C / Ifremer n° 2012-0284

juin 2013

Développement d’une base de données pressions DCE

Analyse des liens état – pressions

juin 2013

Fiche documentaire Numéro d'identification du rapport : RST.ODE/LER-PAC/13-07

Diffusion : libre : � restreinte : � interdite : �

Validé par : Bruno Andral

Adresse électronique : [email protected]

date de publication : mai 2013

nombre de pages : 92

bibliographie : Oui

illustration(s) : Oui

langue du rapport : F

Titre de l’article : Développement d’une base de données pressions DCE

Contrat no 2012-0284 Rapport intermédiaire � Rapport définitif �

Auteurs principaux :

Coralie Meinesz

Marc Bouchoucha

Organisme / Direction / Service, laboratoire

LER / PAC

LER / PAC

Destinataire : Agence de l’eau Rhône Méditerranée & Corse

Résumé

Les objectifs de résultats que fixe la Directive Cadre sur l’Eau (2000/60/CE) en terme de préservation ou de restauration des milieux aquatiques ont conduit à la mise en œuvre d’un programme de surveillance de l’état des masses d’eau, basé notamment sur des éléments de qualité biologique. Afin de constater les effets des mesures engagées, il est aujourd’hui nécessaire de mieux appréhender les relations reliant l’état des masses d’eau et donc les indicateurs de qualité, aux pressions auxquelles elles sont soumises.

La présente étude s’applique tout d’abord à identifier et évaluer les pressions anthropiques impactant les éléments de qualité biologique sur les masses d’eau côtières (et le delta du Rhône) de la façade méditerranéenne française. Pour cela une consultation des experts scientifiques pour les différents indicateurs de qualité a été réalisée. Des métriques représentatives des pressions identifiées et mesurées ont été ciblées. Des données provenant de différentes structures, en particulier de l’Agence de l’eau, ont ensuite été rassemblées et traitées afin de renseigner l’ensemble des métriques et constituer ainsi une base de données des pressions en eaux côtières. Cette base de données permet de hiérarchiser les masses d’eau vis-à-vis de chacune des pressions. Elle pourra également servir de base à de futures études, notamment sur les indicateurs de qualité.

A partir de ces données, les relations statistiques entre les indicateurs de qualité biologique développés sur la façade et les métriques des pressions pertinentes ont été recherchées en utilisant des régressions de type PLS. Seules certaines métriques de pressions (en particulier le taux d’artificialisation du littoral et le pourcentage de zones de mouillages) ont un effet significatif sur certains indicateurs, ce qui ne correspond pas à l’analyse des experts scientifiques. Ces résultats peuvent être biaisés par la mauvaise représentativité de certaines métriques de pressions et surtout par la non prise en compte de nombreux facteurs naturels pouvant influencer l’impact des pressions. L’adaptation des indicateurs de qualité à la recherche des liens état-pression peut être également en cause.

Mots-clés Pressions, masses d’eau côtières, lien état-pression, DCE

Sommaire

Base de données pressions masses d’eau côtières méditerranéennes juin 2013

1. INTRODUCTION ........................................................................................................................... 9

2. ZONE D’ETUDE ET APPROCHE METHODOLOGIQUE .........................................................11

2.1. ZONE D’ETUDE ................................................................................................................................ 11

2.2. APPROCHE METHODOLOGIQUE........................................................................................................ 11

3. INDICATEURS BIOLOGIQUES ET PRESSIONS .....................................................................13

3.1. PHYTOPLANCTON............................................................................................................................ 13

3.2. POSIDONIE....................................................................................................................................... 14

3.3. MACROFAUNE BENTHIQUE DE SUBSTRAT MEUBLE.......................................................................... 15

3.4. MACROALGUES DU MEDIOLITTORAL ET DE L’ INFRALITTORAL SUPERIEUR...................................... 16

3.5. CORALLIGENE ................................................................................................................................. 17

3.6. FORAMINIFERES BENTHIQUES.......................................................................................................... 18

4. BASE DE DONNEES D’INDICATEURS DE PRESSIONS..........................................................21

4.1. PRINCIPALES SOURCES DE POLLUTIONS........................................................................................... 21

4.2. AMENAGEMENTS LITTORAUX.......................................................................................................... 22

4.3. USAGES EN MER.............................................................................................................................. 24

5. BILAN DES PRESSIONS AUX MASSES D’EAU........................................................................27

5.1. PRESSIONS POLLUANTES.................................................................................................................. 27

5.2. AMENAGEMENTS LITTORAUX.......................................................................................................... 34

5.3. USAGES........................................................................................................................................... 36

6. RECHERCHE DES RELATIONS ETAT - PRESSION ...............................................................39

6.1. PHYTOPLANCTON............................................................................................................................ 40

6.2. POSIDONIE....................................................................................................................................... 41

6.3. MACROFAUNE BENTHIQUE DE SUBSTRAT MEUBLE.......................................................................... 42

6.4. MACROALGUES MEDIO- ET INFRALITTORALES SUPERIEURES........................................................... 43

6.5. CORALLIGENE ................................................................................................................................. 44

6.6. FORAMINIFERES BENTHIQUES.......................................................................................................... 45

7. DISCUSSION..................................................................................................................................47

8. CONCLUSION ...............................................................................................................................49

9. REFERENCES...............................................................................................................................51

10. ANNEXES.....................................................................................................................................55

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1. Introduction

La Directive Cadre sur l’Eau1 (DCE), impose à tous les Etats européens des objectifs de résultat sur la qualité écologique des milieux aquatiques. Il s’agit donc à la fois de réaliser un diagnostic général et régulier de l’état des masses d’eau (programmes de surveillance) et de mettre en place des actions de préservation ou de restauration des milieux.

L’identification et l’évaluation des pressions anthropiques auxquelles sont soumises les masses d’eau est également prévue par la DCE. Cette analyse constitue une étape importante dans la définition des plans de gestion des territoires hydrographiques engagés par cette Directive. L’évaluation de ces pressions doit en particulier permettre de cibler les activités humaines susceptibles d’être responsables de la non-atteinte des objectifs environnementaux.

De plus, puisque l’évaluation de l’état des milieux aquatiques repose notamment sur des indicateurs de qualité biologique, il est nécessaire d’améliorer la compréhension des liens entre les pressions et ces indicateurs. Sur les masses d’eau côtières de la DCE, la sensibilité des indicateurs biologiques aux pressions anthropiques a souvent été caractérisée, à « dire d’experts ». Peu d’études ont en effet cherché à quantifier les pressions. Afin de mieux envisager les programmes de mesures à mettre en oeuvre et d’en mesurer véritablement les effets, il est nécessaire de rechercher les relations quantitatives entre les perturbations d’origine anthropique et les indicateurs de qualité des milieux.

L’objectif de cette étude est, tout d’abord, de créer et renseigner une base de données des principales pressions anthropiques impactant les éléments de qualité biologique auxquelles sont soumises les masses d’eau côtières françaises méditerranéennes (et le delta du Rhône). Ces données permettent de hiérarchiser les masses d’eau en fonction du degré de pression et donc de mettre en avant les zones potentiellement sensibles où des actions sont à prioriser. Elles pourront de plus servir de base à de futures études, en particulier sur les indicateurs de qualité existants ou à développer.

D’autre part, à partir de cette base de données, cette étude s’applique à rechercher les relations statistiques potentielles entre les métriques des pressions et les indicateurs biologiques.

1 Directive 2000/60/CE, du 23 octobre 2000

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2. Zone d’étude et approche méthodologique

2.1. Zone d’étude Le travail d’identification et de quantification des pressions a été réalisé sur l’ensemble des 47 masses d’eau côtières DCE de la façade méditerranéenne (33 masses d’eau côtières sur le district Rhône et côtiers méditerranéens, 14 sur le district Corse), et la masse d’eau de transition « delta du Rhône »2.

Figure 1 : Cartographie des masses d'eau DCE méditerranéennes, et identification de celles prises en compte

dans le cadre de l'étude

En fonction des éléments de qualité et des indicateurs considérés, l’analyse du lien état-pression a été réalisée sur les masses d’eau pour lesquelles des données d’état étaient disponibles au moment de l’étude (voir Annexe 1).

2.2. Approche méthodologique L’identification des pressions a été réalisée selon une approche a priori basée sur les éléments de qualité biologique analysés sur la façade. L’objectif global de la construction d’une telle base de données étant l’analyse des liens état-pressions, nous n’avons pas visé l’exhaustivité dans le recensement des pressions sur les masses d’eau de l’étude, mais plutôt l’identification de celles impactant véritablement les éléments de qualité biologique.

2 dans ce document, sauf précision, l’expression « masses d’eau côtières » signifie sur la façade méditerranéenne française

l’ensemble de ces masses d’eau.

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Pour cela, les éléments biologiques actuellement analysés pour l’évaluation de l’état du milieu marin sur la façade méditerranéenne française ont été ciblés dans un premier temps puis, dans un second temps, les référents scientifiques de chacun de ces éléments ont été consultés afin de déterminer les pressions pertinentes à prendre en compte. Ainsi pour chaque élément de qualité considéré, les pressions anthropiques pertinentes ont été identifiées (voir Annexe 2).

Afin de quantifier les pressions identifiées par les experts, nous avons cherché à déterminer des indicateurs ou métriques de pressions permettant une représentation pertinente et fiable. Le principal critère qui s’est imposé pour l’identification de ces métriques a été la disponibilité de données homogènes sur l’ensemble de la façade. L’approche du modèle DPSIR (Driving forces-pressures-state-impact-responses, OECD, 1993 ; IMPRESS, 2002), qui consiste schématiquement à analyser les relations entre des facteurs qui ont une incidence sur l'environnement selon une logique de causalité, a été suivie. Ainsi, lorsque aucune métrique représentative de la pression en elle-même n’était identifiable (par exemple les flux de contaminants chimiques), des indicateurs caractérisant les forces motrices (surfaces urbanisées) ou certaines données d’état (concentration en contaminants) ont été utilisées.

Au total, 11 types ou sources de pressions ont été identifiés suite à la consultation des experts et plus de 34 métriques différentes ont été déterminées. De nombreuses données permettant de renseigner quantitativement ces métriques ont été recueillies auprès de structures participant à l’étude et à la gestion de la mer et du littoral, en particulier l’Agence de l’Eau Rhône Méditerranéen & Corse (voir Annexe 3). Ces données ont été traitées afin d’affecter les pressions à chacune des masses d’eau DCE de l’étude. Pour analyser les liens état-pressions, cette échelle spatiale a en effet été choisie, les masses d’eau constituant les unités élémentaires d’analyse et d’évaluation au titre de la DCE. Cependant à partir des données recueillies, l’ensemble des pressions peuvent être caractérisées à d’autres échelles, indépendamment des limites des masses d’eau (base de données sous SIG). Au cours de ce travail, lorsque la question de l’affectation des pressions s’est posée (cas des rejets polluants), le choix a été fait de les associer à la première masse d’eau subissant cette pression, notamment par manque de connaissance des processus de dispersion sur l’ensemble de la façade méditerranéenne française (modèles locaux lourds à mettre en œuvre, ex. projet METROC). Cette approche n’est pas sans conséquence sur l’analyse ultérieure des relations statistiques entre pression et état.

Une fois la base de données établie et renseignée, l’analyse des liens état-pressions a été réalisée. Nous avons utilisé la régression des moindres carrés ou Partial Least Squares (PLS), pour analyser les relations entre chaque indicateur de qualité et l’ensemble des pressions pertinentes. Cette méthode, (bien décrite par Tenenhaus, 1998) permet de relier une ou des variables quantitatives à expliquer (Y, ici l’indicateur de qualité biologique) avec plusieurs variables (X, ici les métriques des pressions pertinentes), l’objectif étant d’interpréter les relations entre les variables Y et X. Cette méthode est particulièrement intéressante lorsque l’on dispose de variables explicatives pouvant être fortement corrélées ou colinéaires, contrairement notamment à la régression linéaire multiple qui est alors inefficace.

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3. Indicateurs biologiques et pressions Différents indicateurs de qualité biologique du milieu marin ont été ciblés pour l’identification des pressions à prendre en compte et pour l’analyse du lien état-pression.

En Méditerranée française, quatre éléments de qualité biologique sont actuellement évalués en eaux côtières pour la DCE : le phytoplancton, les herbiers de posidonies, la macrofaune benthique de substrat meuble et les macroalgues des étages médiolittoral et infralittoral supérieur. Une surveillance est ainsi effectuée sur chacun de ces éléments, permettant le calcul d’indicateurs spécifiques.

En parallèle de ces suivis, d’autres éléments sont évalués sur la façade par différents travaux soutenus par l’Agence de l’eau Rhône Méditerranée & Corse. Des indicateurs spécifiques aux foraminifères et au coralligène ont ainsi été développés sur tout ou partie de la façade. D’autre part, de nouveaux types d’indicateurs basés sur les éléments de qualité DCE phytoplancton et herbiers de posidonies (analyse d’images satellites ou approche surfacique) sont également en cours de développement.

L’ensemble des éléments de qualité biologique et leurs indicateurs associés (DCE ou autres) ont été ciblés dans le cadre de cette étude. L’identification des pressions a été réalisée grâce à la consultation des experts scientifiques de chacun de ces éléments de qualité et à des recherches bibliographiques (voir aussi Annexe 2).

3.1 Phytoplancton Le phytoplancton est un des éléments de qualité retenus par la DCE, pour la classification de l’état écologique des masses d’eau côtières. Il regroupe les micro-organismes unicellulaires autotrophes et constitue le premier maillon du réseau trophique aquatique.

La croissance du phytoplancton peut être limitée ou favorisée par deux types de facteurs : des facteurs physiques tels que la lumière, la température, la turbulence et des facteurs nutritionnels, notamment les apports d’azote et de phosphore d’origine naturelle ou anthropique.

L’enrichissement excessif en nutriments du milieu aquatique provoque un déséquilibre appelé eutrophisation. Un milieu eutrophisé peut être défini comme un milieu ayant atteint un niveau d’enrichissement tel que des dégradations ou des nuisances peuvent y être constatées (Menesguen et al., 2001). Les organismes constituant le phytoplancton, producteurs primaires, sont les premiers organismes à réagir à des concentrations élevées en éléments nutritifs. Les proliférations phytoplanctoniques constituent ainsi une manifestation de l’eutrophisation du milieu. Elles peuvent entraîner, selon les conditions du milieu, une turbidité importante, défavorable aux phanérogames et aux macroalgues, ainsi qu’une désoxygénation du milieu par la dégradation bactérienne de l’abondante matière organique produite.

La croissance phytoplanctonique est par contre limitée par la lumière. Ainsi, les pressions modifiant les conditions d’éclairement des masses d’eau, tels que les apports en matières en suspension, ont également un impact sur cet élément de qualité.

Dans le cadre de la DCE, le phytoplancton est évalué au niveau de stations de mesures, par prélèvements d’eau en sub-surface. L’évaluation de la qualité est aujourd’hui effectuée au travers de deux paramètres :

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� La biomasse, évaluée par la concentration en chlorophylle a, précisément par le percentile 90 des valeurs des concentrations mensuelles sur une période de six ans (durée d’un plan de gestion) ;

� L’abondance, évaluée par la fréquence des blooms (MEC) ou par l’abondance des cellules par unité de volume (MET), sur une période de six ans (cet indice apporte une information plus spécifique que celui de la biomasse, puisque toutes les espèces ne contiennent pas de la chlorophylle dans la même proportion).

Aucun indice de composition n’est validé à ce jour, l’indicateur de l’élément phytoplancton (Ratio de Qualité Ecologique, EQR) résulte donc de la combinaison des indices de biomasse et d’abondance (Andral et al., 2010a et b). Une présence trop importante de phytoplancton étant un signe d’une eutrophisation du milieu, l’EQR diminue (mauvais état) lorsque l’abondance et la biomasse augmentent.

Les données utilisées dans le cadre de cette étude sont celles rapportées pour la DCE en 2009.

En complément de l’évaluation actuelle de l’état du phytoplancton pour la DCE, une autre approche est développée en lien avec la Directive cadre stratégie pour le milieu marin. Elle se base sur l’imagerie satellitaire qui permet d’observer les concentrations de surface en chlorophylle a (Ganzin et al., 2008, et 2011). Les données de ce type n’étant pas directement disponibles au moment de l’étude, nous ne les avons pas utilisées.

3.2 Posidonie Sur la façade méditerranéenne française, Posidonia oceanica (L.) Delile a été retenue pour renseigner l’élément « angiospermes » de la DCE pour la classification de l’état écologique des masses d’eau côtières.

Espèce endémique de Méditerranée, elle forme, comme les autres phanérogames marines, des prairies sous-marines, les herbiers, aux rôles écologique, géologique et économique majeurs : production primaire élevée, lieu de frayères, pôle de biodiversité, production d’oxygène et protection contre l’érosion du littoral. Le long des côtes méditerranéennes françaises, ces herbiers peuvent se développer de la surface jusqu’à 40-50 m de profondeur.

De nombreux types de pressions anthropiques peuvent impacter négativement la posidonie (Boudouresque et al., 2006).

On distingue tout d’abord les destructions directes de l’herbier par recouvrement lors de la réalisation d’aménagements côtiers gagnés sur la mer, par action mécanique des ancrages au niveau des zones de mouillages (Francour et al., 1999) ou par chalutage (en particulier dans le cas d’infractions).

La posidonie, en tant qu’organisme photosynthétique, est également sensible à la diminution de l’éclairement. Les apports excessifs de matières en suspension ou de nutriments (favorisant le développement du phytoplancton et des épiphytes sur les feuilles) peuvent avoir pour conséquences une réduction de la biomasse des faisceaux et du taux de croissance, et plus globalement la remontée de la limite inférieure.

La modification locale de l’hydrodynamisme et donc du transport de sédiment peut être responsable, à plus ou moins long terme, de la destruction de l’herbier par envasement ou à l’inverse de sa fragilisation par érosion de la matte (déchaussement des rhizomes). Ce type de pression est en particulier observé autour des aménagements côtiers ou des fermes aquacoles.

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Les apports de contaminants chimiques constituent également une pression en s’accumulant dans les racines, les rhizomes et les feuilles. Ils peuvent réduire la vitalité des herbiers (Boudouresque et al., 2006).

Certaines espèces introduites du fait des activités humaines qui envahissent les petits fonds peuvent constituer une menace supplémentaire, notamment par phénomène de compétition, pour les herbiers à Posidonia oceanica.

Enfin le surpâturage, par les populations d’oursins ou par d’autres macro-herbivores, induit par la surpêche de leurs prédateurs ou par les apports de nutriments (augmentant la teneur en azote des feuilles et la présence d’épiphytes), représente également une pression anthropique sur la posidonie.

Dans le cadre de la DCE, l’état de la posidonie est évalué au niveau de stations de mesures par relevés d’informations in situ et prélèvements de faisceaux. L’évaluation de la qualité est effectuée à partir de 5 paramètres :

- la densité moyenne par m² sur un total de 20 quadrats de 40 cm de côté,

- la surface foliaire moyenne par faisceau sur un total de 20 faisceaux,

- la profondeur de la limite inférieure,

- le type de limite inférieur (progressive, franche, régressive),

- la charge moyenne en épiphytes par faisceau évaluée par le rapport entre le poids sec des épiphytes et le poids sec des feuilles sur un total de 20 faisceaux.

L’indicateur de l’élément posidonie (EQR) résulte de la combinaison de ces 5 paramètres (Andral et al., 2010a et b).

Les données utilisées dans le cadre de cette étude proviennent de la campagne DCE 2009.

En complément de cette approche ponctuelle pour l’évaluation de l’état de l’herbier à posidonies, une approche surfacique à « grande échelle » est actuellement développée (coordination Agence de l’eau Rhône Méditerranée & Corse). L’évolution de la bande supérieure de l’herbier est analysée sur plusieurs années par cartographie d’images aériennes (Andromède, 2011) permettant de mesurer les surfaces perdues ou gagnées. Ces travaux étant au moment de l’étude en cours de développement (premiers rendus sur le littoral des Alpes-Maritimes), les résultats n’ont pas été utilisés dans la présente phase de l’étude.

A noter qu’un autre type de suivi des herbiers, basé sur la télémétrie acoustique, est également développé par le bureau d’étude Andromède pour l’Agence de l’eau (réseau TEMPO, Telemetric Monitoring of Posidonia). Cette méthode permet la micro-cartographie de l’herbier. Elle a déjà été mise en œuvre sur 9 sites en 2009 (Descamp et al., 2009). Ce travail établit un état de référence précis qui, par réplication des stations balisées, pourra être comparé dans le temps afin de suivre l’évolution locale des herbiers.

3.3 Macrofaune benthique de substrat meuble La macrofaune benthique de substrat meuble a été choisie sur la façade méditerranéenne pour renseigner l’élément de qualité biologique « faune invertébrée benthique » de la DCE.

La macrofaune benthique regroupe l’ensemble des animaux en relation étroite avec le fond. Parmi ces organismes, on distingue en particulier les êtres vivant à la surface du substrat, espèces épipéliques, de ceux vivant à l’intérieur, espèces endopéliques. L’ensemble des espèces présente cependant une mobilité limitée (hors stade larvaire de dispersion) qui les

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rend sensibles aux perturbations. La longévité moyenne des espèces constituant la macrofaune benthique va de l’année pour les espèces opportunistes à quelques dizaines d’années.

Du fait de ces caractéristiques, l’observation de ces communautés et notamment de leur composition, fournit des informations sur les changements intervenant, ou ayant intervenu, suite à des perturbations environnementales.

Les communautés de la macrofaune benthique de substrat meuble sont fortement impactées par l’augmentation des apports en matières organiques, qui sédimentent et, par décomposition bactérienne, diminuent la disponibilité de l’oxygène. Les espèces les plus sensibles aux carences en oxygène sont les premières à disparaître en faveur des espèces opportunistes. La pollution organique induit ainsi une véritable modification structurelle ou succession écologique (Pearson et al., 1978). Les effets de cette pression peuvent être très importants et provoquer la disparition complète des communautés. Les apports directs en matières organiques, ou les apports en nutriments favorisant sa production dans l’eau (phytoplancton, macroalgues opportunistes...) impactent donc négativement l’état de la macrofaune benthique de substrat meuble.

Ces communautés sont également directement impactées par la destruction de leur habitat consécutive aux dragages, chalutages, rejets de matériaux, à la construction d’aménagements littoraux... De par leur dépendance au sédiment et la faible mobilité de la plupart des espèces, les communautés peuvent être détruites par aspiration, enfouissement ou colmatage des habitats benthiques.

Les contaminants chimiques qui s’accumulent dans le sédiment peuvent aussi affecter la macrofaune benthique. Cependant, bien que la toxicité de certaines substances ait été étudiée, il est difficile de caractériser précisément les effets et les modalités de cette pression sur les espèces du fait de la complexité des processus, des propriétés antagonistes ou synergiques des composés.

Dans le cadre de la DCE, la macrofaune benthique de substrat meuble est évaluée au niveau de stations de mesures, par prélèvements de sédiment. L’évaluation de la qualité est effectuée via l’indice AMBI (Borja et al., 2000), aussi appelé coefficient benthique, basé sur les successions écologiques liée à une pollution organique (voir Andral et al., 2010a et b, annexe 7 pour la méthodologie de l’indice).

Pour le calcul de l’EQR, une distinction est faite entre les stations situées à l’ouest du Rhône, soumises aux apports du fleuve, les stations à l’est du Rhône et celles de Corse. En effet, les caractéristiques écologiques de ces communautés benthiques étant très différentes, elles sont traitées séparément.

Les données utilisées dans le cadre de cette étude sont celles rapportées pour la DCE en 2009.

3.4 Macroalgues du médiolittoral et de l’infralittoral supérieur Les macroalgues des étages médiolittoral et infralittoral supérieur sont également utilisées comme descripteurs environnementaux dans le cadre de la DCE (Thibaut et al., 2010 et 2011).

L’essentiel des zones rocheuses médiolittorales (épisodiquement humectées par le ressac) et infralittorales supérieures (de 0 à 1 m, hydrodynamisme fort) de la façade méditerranéenne française est colonisé par des macroalgues. Elles jouent un rôle important dans la production primaire des eaux côtières, et représentent un abri et un support pour de nombreuses espèces animales et végétales.

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Certaines pressions anthropiques impactent directement l’ensemble des espèces des communautés macroalgales par destruction mécanique. C’est en particulier le cas lors de la construction d’aménagements littoraux, qui les recouvrent ou modifient la nature des substrats et limite leur développement.

D’autres pressions ont un impact variable en fonction des espèces. Elles ont ainsi pour principale conséquence de modifier la composition des communautés. Par exemple, l’augmentation des apports en éléments nutritifs favorise le développement des algues opportunistes, annuelles ou à croissance rapide, au détriment des algues pérennes.

De plus la présence importante de phytoplancton liée à l’enrichissement en nutriments, ainsi que l’accroissement des apports en matières en suspension, peut impacter négativement les espèces les plus sensibles à l’augmentation de l’opacité de l’eau. Globalement, la distribution en profondeur des espèces est limitée par la pénétration de la lumière dans la colonne d’eau.

Une sédimentation accrue, liée aux apports en matières en suspension, peut également affecter directement les communautés macroalgales (étouffement), et plus spécifiquement les espèces les moins résistantes.

Les substances chimiques sont également susceptibles d’impacter les communautés de macroalgues, avec des effets variables en fonction de la sensibilité des espèces aux composés.

Sur la façade méditerranéenne française, les communautés de macroalgues sont évaluées dans le cadre de la DCE selon la méthode CARLIT (Cartografía littoral, développée par le Centre d’estudis avançats de Blanes, en Espagne). Cette méthode est basée sur la cartographie exhaustive de la distribution et de l’abondance des communautés des étages médio et infralittoral supérieur ainsi que de la géomorphologie de la côte (Ballesteros et al., 2007). Elle intègre trois paramètres :

- le linéaire côtier rocheux occupé par diverses communautés d’algues et d’invertébrés,

- la sensibilité des communautés ou espèces aux perturbations (sur une échelle de 1, peu sensible, à 20, très sensible),

- les caractéristiques géomorphologiques de la côte. L’indicateur de l’élément macroalgues (EQR) combine ces trois paramètres.

L’ensemble du littoral des côtes françaises de la Méditerranée a été cartographié lors de deux campagnes, aux printemps 2007 et 2008. Les données utilisées dans le cadre de cette étude proviennent des rapports issus de ces campagnes (Thibaut et al., 2010, p. 21-22 , et 2011, p.18), réalisées pour le rapportage DCE 2009.

3.5 Coralligène Bien qu’il n’existe pas de véritable consensus sur sa définition exacte (Sartoretto et al., 2011), le coralligène peut être défini comme un écosystème marin complexe sur fonds durs, résultat d’activités de construction d’algues et de faune concrétionnantes vivants dans des conditions de luminosité réduite, et de processus d’érosion physique et biologique.

Les fonds coralligènes sont présents sur l’ensemble des côtes méditerranéennes et se retrouvent à des profondeurs très variables en fonction de l’éclairement. Les principales algues participant à sa construction se développent dans des conditions de luminosité réduite. Ils constituent des biocénoses très riches en terme de biodiversité et aux fonctions écologiques importantes : zones de repos, de frayère et de nourricerie, etc.

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Ces peuplements ne font pas partie de la liste des éléments de qualité biologique ciblés par la DCE. Une étude récente a développé et renseigné un indicateur sur les côtes méditerranéens françaises (Deter et al., 2012).

Le coralligène est affecté directement par les destructions mécaniques (arrachage, casse) liées notamment aux activités de pêche (chalutage dans la bande côtière), à l’ancrage des bateaux et aux activités récréatives telles que la plongée sous-marine (Ballesteros, 2006).

Ces peuplements sont également sensibles aux rejets polluants. Une étude menée sur un fond coralligène soumis à un gradient de pollution dans la région marseillaise a mis en évidence les effets génériques de ce type de pression : diminution de la richesse spécifique et de l’abondance numérique (Hong, 1980). Ces apports favoriseraient également la présence des bioérodeurs, accélérant d’autant plus la destruction des fonds coralligènes.

Certaines espèces introduites invasives représentent une menace importante sur ces peuplements. En formant un tapis dense par-dessus les espèces concrétionnantes, elles diminuent la disponibilité de la lumière et augmentent la sédimentation (Ballesteros, 2006). De plus, par compétition, ces espèces envahissantes empêchent le développement d’autres macroalgues et peuvent inhiber le recrutement de la faune et la flore des peuplements coralligènes.

L’indicateur développé pour évaluer les fonds de coralligène (Deter et al., 2012) est basé sur l’analyse de quadrats photographiques via un logiciel permettant l’estimation du pourcentage de recouvrement d’espèces ou d’éléments. Les pourcentages de sédiment, d’espèces concrétionnantes et de bryozoaires ont été retenus pour constituer l’indicateur (Coralligenous Assemblage Index – CAI). Cet indicateur a été renseigné sur 38 stations (12 masses d’eau), le long des côtes de Hyères à Menton. Les données utilisées dans le cadre de cette étude proviennent directement de la publication de Deter et al.

3.6 Foraminifères benthiques Les foraminifères sont des organismes marins unicellulaires hétérotrophes entourés d'une capsule appelée test.

Cette communauté ne fait pas partie des éléments de qualité de la DCE. Une étude réalisée en 2011 par le laboratoire des Bio-Indicateurs Actuels et Fossiles (BIAF de l’Université d’Angers) a mis au point et renseigné sur l’ensemble de la façade méditerranéenne un indice basé sur les faunes de foraminifères benthiques (Barras et al., 2011). Nous avons donc utilisé ces résultats et inclus l’indice foraminifère dans cette étude.

Tout comme la macrofaune benthique de substrat meuble, les communautés de foraminifères benthiques sont caractérisées par une forte biodiversité et des demandes écologiques spécifiques de chaque espèce. Du fait de ces caractéristiques, les perturbations environnementales induisent sur elles des changements de diversité spécifique et de densité.

De plus, par rapport aux organismes benthiques de plus grande taille, l’utilisation des foraminifères pour un indice de qualité présente différents avantages (Barras et al., 2011) :

- du fait de leur court cycle de vie (quelques mois à un an), les foraminifères réagissent rapidement aux stress environnementaux, permettant le suivi du milieu à court-terme ;

- ils sont abondants dans les sédiments marins : ainsi, une faible quantité de sédiment permet d’étudier les faunes à l’aide d’analyses statistiques robustes tout en limitant la détérioration du milieu ;

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- de nombreux taxons secrètent une coquille calcaire laissant une trace dans les enregistrements sédimentaires. L’étude des tests morts permet d’avoir des renseignements sur les conditions antérieures à la modification du milieu.

Les foraminifères benthiques, dépendant du sédiment, sont affectés par les mêmes types de pressions que la macrofaune benthique de substrat meuble.

En provoquant un envasement et une diminution de la disponibilité en oxygène (décomposition bactérienne), les apports excessifs en matières organiques favorisent la présence d’espèces tolérantes au détriment des espèces sensibles. Les apports en matières organiques et indirectement en azote et phosphore (eutrophisation) constituent donc la principale pression sur les foraminifères.

Ces communautés sont également directement impactées par la destruction de leurs habitats causée par la construction d’aménagements littoraux, le chalutage, le dragage ou le clapage de sédiments.

Les contaminants chimiques qui s’accumulent particulièrement dans les sédiments impactent également ces espèces. Ils peuvent affecter les densités de foraminifères (diminution des taux de reproduction), la taille (ralentissement de la croissance) et la morphologie de la coquille en produisant des anomalies morphologiques (Frontalini et al., 2011).

L’étude de Barras et al. (2011) évalue les foraminifères benthiques au niveau de stations de mesures par prélèvement de carottes de sédiment. L’indice « Foraminiferal Index » est basé sur le pourcentage d’espèces tolérantes à la station et celui attendu en fonction de la granulométrie (voir méthodologie dans Barras et al., 2011). Plus l’indice est faible, plus l’état est bon. A ce jour, un total de 42 stations ont pu être évaluées dans 20 masses d’eau côtières (et delta du Rhône).

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4. Base de données d’indicateurs de pressions La consultation des experts scientifiques a permis de recenser, pour chaque élément de qualité biologique ciblé, les pressions ou types de pressions pertinentes. Il a ensuite été nécessaire d’identifier pour chacune de ces pressions une ou des métriques (indicateurs) permettant de les évaluer sur l’ensemble des masses d’eau de l’étude.

Pour plus de lisibilité, nous avons classé les pressions en trois catégories :

� pressions polluantes,

� pressions des aménagements littoraux,

� pressions liées aux usages en mer.

Ces pressions et métriques associées sont décrites brièvement à la suite, et plus en détail dans des fiches pressions (Annexe 4) réalisées dans l’objectif d’une pérennisation de la base de données (sources et nature des données, traitements réalisés et actualisation potentielle).

4.1 Principales sources de pollutions Le milieu marin est souvent décrit comme le récepteur final des pollutions telluriques d’origine anthropique. Les pollutions principales qui affectent les éléments de qualité biologique identifiées par les experts scientifiques sont les apports excessifs en nutriments (particulièrement azotés et phosphorés), en matières en suspension, en matières organiques et en contaminants chimiques (métaux, pesticides, hydrocarbures...). Ces apports peuvent constituer près des côtes, en lien avec certains facteurs physiques locaux (hydrodynamisme), des pressions importantes.

Afin d’évaluer ces pressions, les sources potentielles de polluants (ou forces motrices dans le modèle DPSIR) ont été déterminées. Les apports directs au milieu marin, localisés ponctuellement, et les apports diffus, via le sol et par ruissellement jusqu’aux masses d’eau, ont été distingués. Les principales sources d’apports directs aux masses d’eau côtières sont les stations d’épuration, les rejets industriels et les cours d’eau côtiers véhiculant la pollution issue de l’ensemble des activités du bassin versant. Les apports diffus sont quant à eux principalement dus aux activités agricoles (pesticides, engrais) et au ruissellement urbain (substances issues des voiries, des espaces publics ou des chantiers).

Les métriques les plus représentatives des pressions polluantes sont les flux de chacun des composés ou matières. Les flux de certains polluants des stations d’épuration et des industries sont évalués annuellement dans le cadre des aides et redevances de l’Agence de l’eau Rhône Méditerranée et Corse (suivi des rejets). Les flux d’azote, de phosphore et de matières en suspension de certains cours d’eau côtiers sont également quantifiés annuellement dans le cadre du programme MedPOL. Ces données ont donc été directement utilisées pour évaluer ces pressions (voir fiches « Rejets en mer des stations d’épuration urbaines », « Rejets en mer des industries » et « Apports issus des principaux cours d’eau côtiers »). En l’absence de modèle de dispersion pouvant être mis en œuvre aisément sur l’ensemble de la façade méditerranéenne française, ces charges polluantes ont été affectées à la première masse d’eau subissant la pression.

Les apports diffus sont quant à eux plus difficilement quantifiables. Ils dépendent en effet de nombreux paramètres locaux (pluviométrie, quantités de substances épandues ou ruisselantes, modalités d’infiltration dans les sols...). L’évaluation fine de ces apports nécessiterait d’une part de disposer de nombreuses données sur l’ensemble de la façade et d’autre part de développer des modèles adaptés aux paramètres locaux. Ne disposant pas à l’heure actuelle de ces données, l’évaluation de cette pression s’est appuyée sur les forces motrices (modèle

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DPSIR) : taux d’occupation des terres agricoles, des surfaces urbanisées de la base de données géographique Corine Land Cover de 2006 (voir fiche « Apports potentiels diffus »).

Par ailleurs, il n’existe pas de données homogènes permettant de quantifier les apports en contaminants chimiques aux masses d’eau. Cette pression a été évaluée indirectement au travers du calcul des concentrations en substances dans l’eau (état dans le modèle DPSIR). En Méditerranée française, le dosage des contaminants chimiques est basé actuellement sur l’utilisation de deux matrices :

� Biote : une espèce de moule (Mytilus galloprovincialis), mise en stations artificielles (Réseau Intégrateurs Biologiques – RINBIO). L’utilisation des facteurs de bioconcentrations des différentes substances permet d’obtenir les concentrations équivalentes dans l’eau, avec un certain degré d’incertitude (Andral et al., 2010c).

� Eau : par la technique des échantillonneurs passifs. Différents capteurs permettent de mesurer les substances en fonction de leur nature et de leurs propriétés (Gonzalez et al., 2009 et 2011).

Les résultats des campagnes de mesures pour le rapportage DCE 2009 ont ainsi été utilisés, en tant que proxy de la pression contamination chimique (voir fiche « Contamination chimique »).

Les populations des communes littorales (voir fiche « Population des communes littorales ») ont également été intégrées dans cette catégorie de pression. Cette métrique est, en effet, aisément renseignable (données INSEE disponibles sur internet) et représentative de multiples pressions sur les masses d’eau côtières et en particulier de pressions polluantes.

Tableau 1 : Récapitulatif des métriques de pressions polluantes, sur les MEC méditerranéennes françaises

Type(s) de pression

Source(s) de pression Métrique(s) Source(s) Données

Apports d’N, de P, de MES et de MO

STEP rejetant en mer Flux d’N, de P, de MES et de MO

(T/an) AERMC

Apports d’N, de P, de MES et de MO

Industries rejetant en mer Flux d’N, de P, de MES et de MO

(T/an) AERMC

Apports d’N, de P, et de MES

Cours d’eau côtiers principaux (MedPOL)

Flux d’N, de P, et de MES (T/an) AERMC, SOeS

Pollution diffuse potentielle

Surfaces agricoles sur zones tampons de 5km

Somme des surfaces code CLC 2** sur les zones tampon des MEC (ha)

CLC 2006

Pollution diffuse potentielle

Surfaces urbanisées sur zones tampons de 5km

Somme des surfaces code CLC 1** sur les zones tampon des MEC (ha)

CLC 2006

Contamination chimique

Ensemble des activités humaines terrestres

Concentration dans l’eau des contaminants

IFREMER

Pressions multiples (en particulier :

pollutions)

Activités humaines proches du littoral

Population des communes littorales et inclues dans zones tampons de

5 km INSEE 2009

4.2 Aménagements littoraux Parmi les pressions pertinentes identifiées par les experts sur les éléments de qualité biologique, certaines sont liées aux aménagements littoraux. Les constructions gagnées sur la mer détruisent de manière irréversible des habitats sous-marins (recouvrement, colmatage). Les aménagements sont également responsables d’une mise en suspension importante de matières au cours des travaux et à long terme par modification de l’hydrodynamisme local, ce qui représente une pression supplémentaire au-delà de l’emprise des constructions.

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L’existence de sources de données homogènes sur la façade nous a permis de cibler différentes métriques pour évaluer ce type de pression.

L'observatoire MEDAM (Côtes MEDiterranéennes françaises. Inventaire et impact des AMénagements gagnés sur le domaine marin) répertorie sur les côtes méditerranéennes françaises les aménagements construits sur la mer. L’ensemble des données et la méthodologie sont disponibles directement en ligne sur le site www.medam.org. Les données MEDAM sont plus précises que celles de la base EUROSION, développée sous l’égide de la Commission européenne (échelle moins fine, fichiers de références plus anciens). De plus, contrairement à la base européenne, elles regroupent des données en surface. Les résultats de l’observatoire MEDAM ont donc été préférés.

Parmi les indicateurs de l’artificialisation du littoral, calculés et disponibles sur MEDAM, nous avons choisi le taux d’artificialisation du trait de côte et la surface totale gagnée sur la mer par masse d’eau (voir fiche « Artificialisation littorale »). Ces deux métriques permettent l’évaluation de tous les types d’aménagements littoraux (ports, terre-pleins, épis, appontements...) par rapport au littoral initial ou en terme d’empiètement sur les masses d’eau.

Les ports représentent un aménagement du littoral particulier et imposent une pression importante aux habitats environnants. Le trafic maritime qu’ils concentrent, en particulier les manœuvres des grands navires (navires de charges, ferries, croisiéristes), augmente significativement la remise en suspension de matières. En fonction de leur importance et des modes de gestion, ils peuvent également représenter une source de pollution localisée, en particulier via les rejets d’eaux usées, de déchets, les peintures antisalissures ou les opérations de carénage. Bien qu’elle soit déjà intégrée dans les métriques représentant l’artificialisation du littoral, une métrique spécifique pour évaluer la pression imposée par les ports a été définie. Les données récemment rassemblées par l’UMR ESPACE de l’Université de Nice-Sophia Antipolis sur les ports français de Méditerranée ont été utilisées. A partir de ces données, la somme des places des ports (source Bloc marine Méditerranée, 2012) par masse d’eau a été calculée afin d’estimer leur importance (voir fiche « Ports »).

Tableau 2 : Récapitulatif des métriques de pressions liées aux aménagements littoraux, masses d'eau de l’étude

Type(s) de pression Source(s) de pression Métrique(s) Source(s) Données Pressions multiples (en particulier : destructions

directes, turbidité)

Aménagements littoraux : ports, digues, épis,

appontements...

Taux d’artificialisation

du trait de côte (%) MEDAM

Pressions multiples (en particulier : destructions

directes, turbidité)

Aménagements littoraux : ports, digues, épis,

appontements...

Surfaces gagnées sur la mer (ha)

MEDAM

Pressions multiples (en particulier : destructions

directes, turbidité, pollution) Ports Nombre de places

Bloc marine Méditerranée 2012 (données recueillies

par l’UMR ESPACE)

A noter que ces métriques ne permettent pas d’évaluer les pressions sur une échelle de temps définie (année, durée d’un plan de gestion). Elles prennent en compte l’ensemble des aménagements littoraux ayant été construits sur le domaine marin. Elles ne sont donc pas tout à fait représentatives des pressions actuellement subies par les éléments de qualité, certains ayant pu s’adapter au cours du temps à ces perturbations.

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4.3 Usages en mer Parmi les nombreuses activités humaines se développant sur le domaine marin, certaines représentent des sources de pressions sur les éléments de qualité biologique. Les usages les plus impactants pour lesquels des métriques étaient renseignables ont été identifiés par les experts.

4.3.1 Pêche professionnelle

L’activité de pêche exerce sur le milieu marin des pressions de différentes natures. Le prélèvement d’espèces, ciblées ou non, constitue une pression biologique par la diminution des stocks et la perturbation potentielle des équilibres trophiques. La pêche excessive des prédateurs peut ainsi impacter indirectement les herbiers de posidonie par l’augmentation de la présence d’espèces brouteuses. Certains engins de pêche représentent une pression physique, par arrachage d’éléments fixés, déplacements d’organismes, perte de substrats ou encore remise en suspension des sédiments. C’est en particulier le cas des chaluts de fonds et des dragues. Enfin l’activité de pêche, comme toute activité en mer, est potentiellement source de pollution, en particulier par des hydrocarbures (eaux grasses).

Les données du Système d’Informations Halieutiques (SIH) ont été utilisées pour évaluer cette pression. Ce projet, coordonné par l’Ifremer, centralise les données nationales sur la pêche professionnelle (fichiers « flotte de pêche communautaire », déclaration d’activités et de captures, enquêtes, campagne à la mer). Parmi les informations disponibles, le nombre de mois d’activités des navires dont le rayon d’action est inférieur à 3 milles marins ont été extraits, et rapportés à la masse d’eau via le port d’exploitation (voir fiche « Pêche professionnelle »). Compte tenu de leur impact sur les habitats, un focus sur les navires pratiquant la pêche aux arts traînants a été fait.

Les données du SIH ne permettent d’évaluer que la pêche professionnelle. Or, la pêche récréative est également source de pressions. Bien que peu d’études aient pu véritablement les évaluer, les déséquilibres entre espèces, l’impact sur les réseaux trophiques des zones côtières, la pollution et l’impact des ancrage, sont souvent décrits (Lewin et al., 2006, Lloret et al., 2007). Sans données homogènes sur l’ensemble de la façade permettant de l’évaluer, l’intégration de cette pression dans la base de données n’a pas pu être faite.

4.3.2 Zones de mouillage

Le mouillage des bateaux est une source de dégradation des habitats, notamment des herbiers de posidonie (Francour et al., 1999). A chaque manœuvre ou sous l’effet de la houle et du vent, une ancre et une chaîne sont en effet susceptibles d’arracher ou d’éroder des éléments du fond, la faune ou la flore fixée. Les zones où le mouillage est important sont donc potentiellement fragilisées. Depuis 2010, l’Agence de l’eau développe avec une association d’aviation un observatoire aérien des usages en mer, MEDOBS, sur l’ensemble de la façade méditerranéenne française. De nombreuses informations sur les activités en mer, en particulier les zones de mouillages sont répertoriées, photographiées et géoréférencées en vol. A partir des données MEDOBS, nous avons donc pu calculer le taux d’occupation maximum des zones de mouillages sur les masses d’eau, observées lors des vols de 2010, 2011 et 2012 (voir fiche « Zones de mouillages »).

4.3.3 Aquaculture

L’aquaculture en zone côtière constitue également une source de pression sur le milieu marin. La présence de sites aquacoles induit au niveau des infrastructures d’élevage et à leur proximité une diminution de la pénétration de la lumière et de la sédimentation, ainsi qu’un accroissement du taux de matières organiques dans la colonne d’eau et au fond. L’activité

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peut également, dans certains cas, être une source importante d’apports de matière organique. Ces pressions sont d’autant plus importantes que les surfaces aquacoles sont souvent pratiquées dans des zones abritées où l’hydrodynamisme est faible (sédimentation accrue). Elles impactent ainsi directement les différents éléments de qualité biologique ciblés. Pour évaluer cette pression, des travaux réunis par l’Ifremer ou réalisés dans le cadre du Schéma Régional de Développement de l’Aquaculture, en particulier de l’inventaire des zones aquacoles sur la façade méditerranéenne française, ont été exploitées. Le nombre de fermes présentes pas masse d’eau a été calculé (voir fiche « Aquaculture »).

4.3.4 Clapage de sédiments

Le dragage de sédiments est une activité nécessaire à la sécurisation de la navigation maritime et des accès portuaires. L’immersion des produits de dragages est la méthode d’évacuation la plus répandue en France (96% en 2009, CETMEF 2012). Les sédiments sont rejetés soit en surface (clapage, surverse ou refoulement), soit près du fond (refoulement en conduite). Ces rejets localisés constituent une source de pression pour les éléments de qualité biologique. Cet apport important de matières peut provoquer l’étouffement et le colmatage des habitats et communautés (en particulier de la macrofaune benthique de substrat meuble). Les produits de dragages peuvent également contenir des contaminants chimiques, en particulier liés aux activités portuaires (métaux, composés de peintures antisalissures), qui sont alors remis en suspension et disséminés dans le milieu. Sur la façade méditerranéenne cette pression est peu répandue. Le total des sédiments dragués en Méditerranée ne représente en effet qu’environ 7% des quantités draguées en France et seuls 4 sites d’immersions ont été utilisés en 2009 (CETMEF, 2012). Cette pression a cependant été intégrée dans la base du fait de l’existence de données permettant de l’évaluer. Le Centre d’études technique et maritimes et fluviales (CETMEF) réalise en effet chaque année une enquête exploitant l’ensemble des données relatives aux opérations de dragage notamment pour le rapportage de Conventions internationales (Londres 1972, OSPAR 1992, et Barcelone 1976). La localisation des sites d’immersion (soumis à autorisation préfectorale), et les quantités de sédiments immergées annuellement sont ainsi rassemblées. Les données concernant la façade méditerranéenne ont été extraites du rapport correspondant à 2009 (voir fiche « Clapage de sédiments »).

4.3.5 Espèces non indigènes invasives

Les espèces non-indigènes invasives sont des espèces « transportées », du fait des activités humaines, en dehors de leur aire de répartition et de dispersion naturelle et potentielle, s’implantant ainsi dans un nouvel écosystème et y proliférant. De nombreuses activités sont susceptibles d’introduire et de transporter des espèces allochtones. Elles peuvent être classées en trois catégories (Boudouresque, 2008) : les introductions délibérées (aquaculture, pêche) ; les espèces évadées, importées intentionnellement mais introduites dans le milieu naturel par accident (aquariophilie, aquaculture) ; et les espèces clandestines, transportées de façon non intentionnelle (eaux de ballasts, biosalissures, canaux). Les impacts écologiques sont très variables, fonction de nombreux paramètres liés notamment à l’espèce introduite, aux habitats en présence et aux activités anthropiques. Les impacts documentés et mis en avant par les experts des éléments de qualité biologique correspondent à des macro-phénomènes, facilement observables, tels que le tapissage de macroalgues étouffant les communautés autochtones ou l’homogénéisation du milieu entraînant la diminution de la biodiversité. Les impacts cumulatifs, par exemple liés à la présence simultanée de différentes espèces introduites, sont peu connus.

Les experts consultés considèrent cette pression comme non négligeable sur la façade méditerranéenne française. Cependant l’absence de données homogènes et pouvant être

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recueillies à l’heure actuelle à cette échelle ne permet ni d’identifier, ni de renseigner une métrique pour évaluer cette pression. Bien qu’importante, elle n’a donc pas été intégrée à ce stade de la présente étude.

Tableau 3 : Récapitulatif des métriques de pressions liées aux usages en mer, sur les masses d’eau côtières méditerranéennes françaises

Type(s) de pression Source(s) de pression Métrique(s) Source(s) Données Pressions multiples (en particulier : destruction

directes, pollution) Zones de mouillages

Taux d’occupation maximum des zones de mouillages (%)

MEDOBS (2010 à 2012)

Pressions multiples (en particulier : destruction directe, prélèvements,

déséquilibre chaîne trophique)

Pêche professionnelle

Nombre de mois total d’activités ports

d’exploitation des ME, rayon d’action < 3milles ou mixte

Système d’Information Halieutique de

l’Ifremer (2010)

Pressions multiples (en particulier : destruction

directe)

Pêche professionnelle aux arts traînants

Nombre de mois total d’activités ports

d’exploitation des ME, rayon d’action < 3milles ou mixte

Système d’Information Halieutique de

l’Ifremer (2010)

Pressions multiples (en particulier : turbidité, apports

de MO) Aquaculture Nombre de fermes Ifremer / DDTM

Pressions multiples (en particulier : étouffement,

colmatage) Clapage de sédiments

Masse de matières sèches rejetées (T/an)

CETMEF

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5. Bilan des pressions aux masses d’eau Les métriques de pressions ciblées ont été renseignées et affectées aux masses d’eau DCE (côtières et delta du Rhône). Pour les principales pressions, le classement des masses d’eau est présenté dans cette partie. Ceci permet à la fois de discuter, lorsque nécessaire, de l’évaluation de la pression, des incohérences avec les expertises et de mettre en avant les masses d’eau les plus soumises aux pressions.

Pour des raisons de facilité de lecture, les masses d’eau sont nommées par le code DCE dans l’ensemble des graphiques. Un glossaire est disponible en annexe 1.

5.1 Pressions polluantes L’estimation des flux polluants issus des principales sources directes de pollution (STEP et industries rejetant en mer, cours d’eau côtiers MedPOL), nous permet d’évaluer les apports polluants (azote, phosphore, matières en suspension et matières organiques) arrivant directement aux masses d’eau côtières.

5.1.1 Apports estimés d’azote

On constate sur la Figure 2 et la Figure 3 que les apports estimés en azote aux masses d’eau sont très variables (voir aussi Annexe 5). Les masses d’eau soumises aux apports des cours d’eau MedPOL (affectation à la première masse d’eau à l’exutoire), sont sans surprise celles où la pression est la plus importante ; le delta du Rhône (FRDT21) en particulier. La masse d’eau des calanques de Marseille (FRDC07a, soumise aux apports de la STEP de Marseille) fait également partie de celles où la pression est importante. Pour 17 masses d’eau, les apports estimés sont nuls, ce qui ne représente pas la réalité.

Cependant, il faut noter que les apports diffus ainsi que les apports de nombreux cours d’eau côtiers n’ont pas été quantifiés (en particulier la Giscle sur FRDC08b et l’Ortolo sur FREC03eg). D’autre part, la dispersion des apports ponctuels n’a pas été prise en compte. Ainsi ces apports ne sont qu’une estimation au regard des données disponibles et ne peuvent être considérés comme véritablement représentatifs de la réalité.

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Figure 2 : Estimation des apports en azotes des sources ponctuelles, sur les masses d'eau de LR, PACA et Corse

Figure 3 : Poids des sources d'apports estimés en azote, sur l’ensemble des ME de l’étude

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5.1.2 Apports estimés de phosphore

On constate sur la Figure 4 et la Figure 5 que les apports estimés en phosphore aux masses d’eau sont également très variables (voir aussi Annexe 5). Comme pour l’azote, les masses d’eau soumises aux apports des cours d’eau MedPOL, sont celles où la pression est la plus importante. 17 masses d’eau ont des apports estimés nuls, ce qui ne représente pas la réalité.

Du fait de la non quantification des apports diffus et des apports des autres cours d’eau côtiers, et de la non prise en compte de la dispersion des flux ponctuels, les résultats ci-dessous doivent être considérés avec prudence. Ces sources d’apports non quantifiées pourraient être non négligeables, en particulier pour ces 17 masses d’eau.

Figure 4 : Estimation des apports en phosphore des sources ponctuelles, sur les ME de LR, PACA et Corse

Figure 5 : Poids des différentes sources d'apports estimés en phosphore, sur l’ensemble des ME de l’étude

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5.1.3 Apports estimés en matières en suspension

La Figure 6 et la Figure 7 mettent en évidence que les apports estimés en matières en suspension aux masses d’eau sont également aussi très variables (voir aussi Annexe 5). Les apports estimés les plus importants concernent les masses d’eau soumises aux cours d’eau principaux. La masse d’eau des calanques de Cassis (FRDC07b) est fortement soumise à cette pression du fait du rejet de l’établissement industriel de Gardanne (raffinerie d’aluminium, Altéo, ex Rio Tinto). Pour 16 masses d’eau, les apports estimés sont nuls.

Il est important de souligner de nouveau que les apports diffus et de certains petits cours d’eau côtiers sont difficilement quantifiables, et que la dispersion de ces apports n’a pu être prise en compte. Ainsi, bien que les principales sources aient été quantifiées, ces apports ne peuvent être considérés comme véritablement représentatifs de la réalité, en particulier lorsqu’ils sont estimés comme nuls.

Figure 6 : Estimation des apports en MES des sources ponctuelles, sur les ME de LR, PACA et Corse

Figure 7 : Poids des sources d'apports estimés en matières en suspension, sur l’ensemble des ME de l’étude

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5.1.4 Apports estimés en matières organiques

Seuls les apports en matières organiques issus des rejets directs en mer des STEP et des industries ont pu être estimés (pollution non évaluée sur les cours d’eau dans le cadre de la convention MedPOL). La Figure 8 et la Figure 9 montrent que ces apports sont très variables. Les masses d’eau soumises aux apports de stations d’épuration de grandes agglomérations (FRDC07a, STEP de Marseille, FRDC09b, STEP de Nice et de St Laurent du Var...), ou de certaines industries (FRDC07b, Altéo) présentent les flux les plus importants.

Figure 8 : Estimation des apports en matières organiques (STEP et industries), sur les ME de l’étude

Figure 9 : Poids des sources d'apports estimés en matières organiques, sur l’ensemble des ME de l’étude

Au vu des bilans en azote, phosphore et matières en suspension, la non-quantification des apports en matières organiques des principaux cours d’eau (MedPOL) représente sur les masses d’eau concernées une lacune importante dans l’évaluation de cette pression. Les résultats doivent donc être considérés avec précaution.

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5.1.5 Surfaces urbanisées

La Figure 10 met en évidence que des surfaces urbanisées sont présentes à proximité (zones tampons de 5km) de toutes les masses d’eau de l’étude (voir également Annexe 5). Elles sont donc toutes soumises aux pressions potentielles liées à ce type d’occupation du sol (ruissellement urbain, contamination chimique...). On observe que les masses d’eau côtières de PACA (hors delta du Rhône) sont les plus soumises à l’urbanisation. En Languedoc-Roussillon les masses d’eau bénéficient de la présence de lagunes littorales, et les surfaces urbanisées y sont donc moins développées de même qu’en Corse.

Figure 10 : Surfaces urbanisées (CLC2006) affectées aux masses d'eau de LR, PACA et Corse

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5.1.6 Surfaces agricoles

La quasi-totalité des masses d’eau étudiées est également soumise aux pressions potentielles (pollution diffuse) liées à la proximité de surfaces agricoles (Figure 11 et Annexe 5). Les masses d’eau les plus soumises à ce type de pressions se situent en particulier en Languedoc-Roussillon (viticultures) et à l’Est de la Corse (plaines cultivées au sud de Bastia). Globalement, sur l’ensemble des masses d’eau, les surfaces agricoles sont cependant moins présentes que les surfaces urbanisées.

Figure 11 : Surfaces agricoles (CLC 2006) affectées aux masses d'eau de LR, PACA et Corse

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5.2 Aménagements littoraux 5.2.1 Artificialisation du trait de côte

Les données MEDAM utilisées pour évaluer cette pression (taux d’artificialisation et surface gagnées sur la mer) sont visualisables sur le site internet de l’observatoire par masse d’eau. Seule une des métriques choisies, le taux d’artificialisation, a été reportée dans le présent rapport (Figure 12). La majorité des masses d’eau sont soumises à l’artificialisation du littoral ; celles proches d’agglomérations côtières (Marseille, Monaco, Nice...) le sont de manière très importante.

Figure 12 : Taux d'artificialisation du trait de côte (MEDAM) des masses d'eau

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5.2.2 Nombre de places des ports

Une majorité des masses d’eau côtières de la façade est soumise aux pressions liées à l’importance des ports (Figure 13). Les masses d’eau regroupant le plus grand nombre de places sont celles où l’on trouve de grands ports de plaisance (Port Camargue, Saint Cyprien, Cannes Marina, Port Grimaud...). A noter que le nombre de place des ports n’est pas déterminé pour l’ensemble des sites portuaires identifiés sur la façade (absents du Bloc Marine).

Figure 13 : Nombre total de places des ports des ME (Bloc Marine Méditerranée 2012, travail UMR ESPACE)

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5.3 Usages 5.3.1 Pêche professionnelle

La Figure 14 montre que les masses d’eau où la pression pêche professionnelle est la plus forte (approche d’évaluation terrestre, voir fiche « Pêche professionnelle ») sont situées principalement en Languedoc-Roussillon. Plus spécifiquement, la pression de la pêche aux arts traînants est également globalement plus élevée dans cette région (Figure 15). La zone du Golfe du Lion est en effet une zone de pêche importante.

Figure 14 : Nombre de mois d'activités des navires de pêche des ports d'exploitation des masses d’eau de la

façade méditerranéenne française (Système d’Information Halieutique de l’Ifremer 2010)

Figure 15 : Nombre de mois d'activités des bateaux pratiquants les arts traînants, des ports d'exploitation des ME

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5.3.2 Zones de mouillages

La Figure 16 met en évidence que les zones de mouillages peuvent représenter une part importante de la surface des masses d’eau. Cette pression est élevée sur les masses d’eau de la côte d’azur (voir également Annexe 5) et également dans le golfe de Santa Amanza en Corse.

Figure 16 : Taux d’occupation des masses d’eau côtière de la façade méditerranéenne par les zones de mouillages maximums (repérées par MEDOBS 2010, 2011)

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6. Analyse des relations état - pressions L’analyse des relations entre les indicateurs de qualité biologique et les métriques des pressions pertinentes identifiées par les experts a été réalisée en utilisant la régression PLS, afin d’intégrer l’ensemble des pressions et d’observer l’effet de chacune d’entre elles.

La Régression Linéaire Multiple (RLM) est le plus simple des modèles linéaires reliant des variables explicatives (numériques) Xi, ou "prédicteurs", à une variable à expliquer Y. Cependant, la RLM souffre de graves défauts qui posent problème dans notre étude :

� grande sensibilité à la colinéarité entre les variables explicatives. La colinéarité exacte rend la RLM impossible, et la colinéarité approchée la rend numériquement instable et fait perdre l'interprétation des coefficients.

� indétermination lorsque le nombre d'observations est inférieur au nombre des variables explicatives.

La régression PLS (Partial Least Squares) est une technique couramment utilisée pour contourner ces obstacles. Sans entrer dans les détails, cette technique, bien définie par Tenenhaus (1998), permet de palier les problèmes de fortes colinéarités des variables explicatives (dans notre cas les métriques de pression). Nous avons donc choisi cette technique pour mettre en évidence les relations entre les indicateurs de pressions et les indicateurs de qualité de la DCE. Le logiciel XLStat a été utilisé.

Certaines pressions ou métriques de pression ont toutefois été écartées lorsqu’elles étaient mal renseignées ou fortement redondantes avec une autre métrique. Cela concerne :

- les apports de matières organiques, car les flux des principaux cours d’eau côtiers n’ont pas pu être estimés, ce qui représente un biais important,

- le clapage de sédiment car il est très peu présent sur la façade (seules 3 masses d’eau concernées),

- les surfaces gagnées sur la mer, car nous avons choisi de conserver plutôt le taux d’artificialisation du trait de côte,

- certaines des métriques de contamination chimique, redondantes ou lorsqu’elles ne sont pas renseignées sur un grand nombre de masses d’eau (plus de 20%, en particulier les métaux), car cela réduit le nombre d’observations et donc la robustesse de la modélisation.

40


6.1 Phytoplancton Pour évaluer la richesse des mesures en terme de valeurs distinctes de la valeur de l’EQR, nous avons utilisé un indicateur de multiplicité défini comme le nombre de valeurs de l’EQR et le nombre de valeurs distinctes de cet EQR. Une grande multiplicité ainsi définie ira dans le sens d’un affaiblissement de l’appréciation de la dépendance de l’EQR aux métriques de pression. Dans le cas du phytoplancton, la valeur de multiplicité est égale à 3 (N=27), ce qui est important. En effet, sur 27 masses d’eau pour lesquelles nous avons des données, 19 obtiennent une note d’EQR égale à 1.

Malgré la forte valeur de multiplicité, une régression PLS entre l’EQR phytoplancton et les métriques pertinentes identifiées par les experts a été réalisée (Figure 17). Le R² est de 18 % et aucune métrique n’a d’effet significatif sur l’EQR.

EQRphyto / Coefficients normalisés(Int. de conf. 95%) R² = 0,178

App

orts

N_T

an

App

orts

P_T

an

App

ortM

ES

_Tan

Urb

a5km

_%

Agr

i5km

_%

Pop

Litt2

009

ZM

ouilla

ge_%

Aqu

ac_n

b Pes

ticid

es_n

gL

-0,6

-0,4

-0,2

0

0,2

0,4

0,6

0,8

1

Variable

Coe

ffic

ient

s no

rmal

isés

Figure 17 : Coefficients normalisés de régression PLS, pour les pressions pertinentes

EQR-phyto = f(pressions anthropiques)

41


6.2 Posidonie La valeur de multiplicité pour l’EQR-Posidonie est égale à 1 (N = 29).

Une régression PLS entre l’EQR-Posidonie et les pressions pertinentes a été réalisée. Le R² est de 53 %. Les coefficients de régression normés sont présentés dans la Figure 18.

On constate que les zones de mouillage et l’artificialisation du littoral, dans cet ordre respectif, sont les seules variables significatives et sont celles qui ont la plus forte contribution dans le modèle, avec un effet négatif marqué sur l’EQR. Ceci est cohérent avec l’identification des pressions principales par les experts scientifiques.

EQRposid / Coefficients normalisés(Int. de conf. 95%), R² = 0,531

App

orts

N_T

an

App

orts

P_T

an

App

ortM

ES

_Tan

Urb

a5km

_%

Agr

i5km

_%

Pop

Litt2

009

Art

if_%

ZM

ouilla

ge_%

Por

ts_p

lace

s

Pec

heA

rtsT

_Moi

sAct

Aqu

ac_n

b

Pes

ticid

es_n

gL-0,8

-0,6

-0,4

-0,2

0

0,2

0,4

0,6

0,8

1

Variable

Coe

ffic

ient

s no

rmal

isés


EQR-Posido = f(pressions anthropiques)

42


6.3 Macrofaune benthique de substrat meuble La valeur de multiplicité pour l’EQR-Benthos est égale à 1,03 (N = 35).

Une régression PLS entre l’EQR-Benthos (signifiant ici macrofaune benthique de substrat meuble, élément de qualité DCE) et les pressions pertinentes a été réalisée. Le R² est de 14,6%. Les coefficients de régression normés sont présentés dans la Figure 19.

Une seule métrique de pression se révèle significative : le taux d’artificialisation du littoral. Cette pression a bien été identifiée par les experts scientifiques comme impactant l’élément de qualité, mais pas en tant que principale pression.

EQR-Benthos / Coefficients normalisés(Int. de conf. 95%), R² = 0,146

App

orts

N_T

an

App

orts

P_T

an

App

ortM

ES

_Tan

Urb

a5km

_%

Agr

i5km

_%

Pop

Litt2

009

Art

if_%

Por

ts_p

lace

s

ZM

ouilla

ge_%

Pec

heA

rtsT

_Moi

sAct

Aqu

ac_n

b

Pes

ticid

es_n

gL-0,6

-0,4

-0,2

0

0,2

0,4

0,6

Variable

Coe

ffic

ient

s no

rmal

isés


EQR-Benthos = f(pressions anthropiques)

43


6.4 Macroalgues médio- et infralittorales supérieures La valeur de multiplicité pour l’EQR-Benthos est égale à 1,29 (N=40)

Une régression PLS entre l’EQR-Macroalgues et les pressions pertinentes a été réalisée. Le R² est de plus de 47 %. Les coefficients de régression normés sont présentés dans la Figure 20.

Comme pour la macrofaune benthique, le taux d’artificialisation du littoral a un impact significatif négatif sur le modèle. De plus, la Figure 21 met en évidence une relation linéaire significative entre cette métrique de pression et l’EQR macroalgues. Ceci est en cohérence avec l’expertise scientifique. D’autres pressions identifiées comme fortement impactantes ne se révèle cependant pas significatives avec cette analyse (apports d’azote et de phosphore, sites portuaires, aquaculture).

EQR-Macroalgues / Coefficients normalisés(Int. de conf. 95%), R² = 0,472

App

orts

N_T

an

App

orts

P_T

an

App

ortM

ES

_Tan

Urb

a5km

_%

Agr

i5km

_%

Pop

Litt2

009

Art

if_%

Por

ts_p

lace

s

Aqu

ac_n

b

-1

-0,8

-0,6

-0,4

-0,2

0

0,2

0,4

0,6

Variable

Coe

ffic

ient

s no

rmal

isés


EQR-Macroalgues = f(pressions anthropiques)

DC09cDC09aDC08dDC07jDC07hDC07dDC08a

EC04acDC07bEC03egEC03cDC07f

EC04bEC01abEC01dEC01e DC08eDC10aEC03adDC07a

DC07eDC10c

DC07gDC08b DC07c

DC07iDC05EC02ab EC03fEC01c

DC06b DC08cDC01

DC10bDC09b

DC04EC03b

DC09d DC06a

DC02c

y = -0,0061x + 0,8503

R2 = 0,4398 p value < 0,0001

0,3

0,4

0,5

0,6

0,7

0,8

0,9

1

1,1

0 20 40 60 80 100

Artif_%

EQ

R-

Mac

roal

gues

Figure 21 : Régression linéaire de l'EQR-Macroalgues avec le taux d'artificialisation du littoral

44


6.5 Coralligène La valeur de multiplicité pour l’indicateur coralligène est égale à 1 (N=12).

Une régression PLS entre l’indicateur coralligène (CAI, moyenne des stations des masses d’eau) et les pressions pertinentes a été réalisée. Le R² est de plus de 41 %. Les coefficients de régression normés sont présentés dans la Figure 22. A noter que cette analyse n’a été réalisée qu’en prenant en compte les 12 masses d’eau pour lesquelles l’indicateur coralligène est actuellement renseigné (Deter et al., 2012).

Seul le pourcentage de zones de mouillages a un effet significatif négatif sur l’indicateur coralligène. Cependant la limite supérieure de l’intervalle de confiance pour cette variable est très proche de l’abscisse.

CAI_moy / Coefficients normalisés(Int. de conf. 95%), R² = 0,416

App

ortM

ES

_Tan

Urb

a5km

_%

Agr

i5km

_%

Pop

Litt2

009

ZM

ouilla

ge_%

Pec

heA

rtsT

_Moi

sAct

-1,2

-1

-0,8

-0,6

-0,4

-0,2

0

0,2

0,4

0,6

0,8

Variable

Coe

ffic

ient

s no

rmal

isés


Coralligenous Assemblage Index = f(pressions anthropiques)

45


6.6 Foraminifères benthiques La valeur de multiplicité pour l’indice foraminifère moyen est égale à 1 (N=32).

Une régression PLS entre l’indice foraminifères moyen et les pressions pertinentes a été réalisée. Le R² est de 24 %. Les coefficients de régression normés sont présentés dans la Figure 23.

On constate qu’aucune variable n’a d’effet significatif d’un point de vue statistique.

ForamIndex_moy / Coefficients normalisés(Int. de conf. 95%), R² = 0,240

App

orts

N_T

an

App

orts

P_T

an

App

ortM

ES

_Tan

Urb

a5km

_%

Agr

i5km

_%

Pop

Litt2

009

ZM

ouilla

ge_%

Por

ts_p

lace

s

Pec

heA

rtsT

_Moi

sAct

Aqu

ac_n

b

Pes

ticid

es_n

gL

-0,4

-0,3

-0,2

-0,1

0

0,1

0,2

0,3

0,4

0,5

0,6

0,7

Variable

Coe

ffic

ient

s no

rmal

isés


Foraminiferal Index moyen des stations = f(pressions anthropiques)

47


7. Discussion L’évaluation des pressions réalisée dans le cadre de cette étude s’est basée sur les données disponibles à ce jour à l’échelle de la façade. Des données plus précises, mais seulement disponibles à un niveau local, n’ont pas été prises en compte par souci d’homogénéité.

Certaines pressions, identifiées par les experts scientifiques consultés comme impactant les éléments de qualité, ont ainsi été quantifiées grâce à des métriques spécifiques représentatives de la pression (taux d’artificialisation du littoral, importance des ports). D’autres pressions n’ont pas pu l’être de manière exhaustive par manque de données. C’est en particulier le cas des apports polluants directs pour lesquels seuls certains cours d’eau côtiers ont pu été pris en compte. Enfin, du fait de la nature des données disponibles, certaines métriques ciblées ne sont pas parfaitement représentatives des pressions. C’est notamment le cas de l’occupation du sol découpée selon des zones tampons et non des bassins versants et des zones de mouillages qui n’intègrent pas l’information de fréquentation. L’évaluation de ces différentes pressions est donc à considérer avec précaution et pourra être améliorée à l’avenir si nécessaire (voir fiches pressions).

D’autre part l’affectation des pressions aux premières masses d’eau rencontrées ne correspond pas pleinement à la réalité. La difficulté d’appréhender les phénomènes de dispersion des apports polluants en mer à l’échelle de la façade a nécessité en effet une première approche grossière, consistant à affecter la totalité des apports à la première masse d’eau où ils sont localisés. Cette démarche a été inspirée par la mise à jour de l’état des lieux et la définition des pressions importantes. Par ailleurs, l’attribution des efforts de pêche aux différentes masses d’eau a été réalisée sur la base des ports d’exploitation des navires, ce qui peut être source d’incertitude.

Malgré ces incertitudes, disposer d’une base de données homogène à l’échelle de la façade méditerranéenne a permis d’étudier les relations statistiques entre chacun des indicateurs de qualité et les métriques de pressions pertinentes. Compte tenu de la nature des données, des régressions de type PLS ont été utilisées. Cette analyse n’a pu mettre en avant que l’effet significatif de certaines pressions (taux d’artificialisation du littoral, et pourcentage maximum des zones de mouillage) sur quelques indicateurs de qualité biologique (posidonie, macroalgues et coralligène avec nuances). Pour les autres pressions, l’effet des métriques sur les EQR n’était pas significatif. Différentes raisons peuvent être envisagées pour expliquer cela. Tout d’abord, il faut noter ici que, comme pour toutes les méthodes d’analyses statistiques, une contribution non significative ne signifie pas forcément absence de contribution. Il se peut que la variabilité des données soit simplement trop grande devant la taille de l’effet de la variable pour que le test de signification puisse détecter cet effet. La même analyse conduite avec un nombre beaucoup plus élevé de sujets pourrait peut-être détecter un effet significatif de la variable. Par ailleurs, comme indiqué en début de discussion, certaines métriques ne sont pas tout à fait représentatives des pressions ou ne le sont pas de manière complète. Une mauvaise évaluation des pressions peut donc être en cause. En outre, un ensemble de facteurs naturels locaux n’ont pas pu être pris en compte. Par exemple, la présence de phytoplancton peut en particulier être influencée par divers facteurs physiques tels que les vents ou les courants. L’hydrodynamisme local peut également influencer l’impact des pressions sur la posidonie ou les macroalgues. La question de l’intégration des pressions par les éléments de qualité évalués peut également être en cause. Les tests statistiques réalisés mettent en parallèle des EQR, dont la valeur résulte de l’intégration de pressions et de paramètres naturels sur une période plus ou moins longue en fonction des éléments de qualité, avec une donnée ponctuelle de pression. En outre, les relations recherchées via les régressions PLS sont de type linéaire. Il est probable que la

48


relation entre un EQR et une série de métriques de pressions prennent une autre forme (courbe en cloche, valeurs seuils, etc.). Enfin, la question de la construction des indicateurs de qualité pour l’observation de l’impact des pressions anthropiques sur les éléments à l’échelle de la façade méditerranéenne peut être soulevée. Le caractère ponctuel de la plupart des indicateurs de qualité semble en particulier être une faiblesse pour cette observation. C’est le cas notamment du phytoplancton, dont la présence en milieu marin peut être localement très fluctuante (milieu ouvert), et des herbiers de posidonie sur lesquels l’impact réel des pressions dépend de la distance à celles-ci.

49


8. Conclusion Cette étude a permis la construction d’une base de données d’indicateurs de pressions sur les masses d’eau côtières. L’identification des pressions a fait appel à différents experts scientifiques et le renseignement des métriques a nécessité de recueillir et traiter de nombreuses données.

Dans l’objectif de pérenniser cette base, et donc de faciliter son actualisation, des fiches ont été rédigées pour chaque pression évaluée. Elles décrivent en particulier les sources et la nature des données, les traitements réalisés et les améliorations possibles des métriques.

Cette base de données a permis d’obtenir une meilleure connaissance des pressions impactant le milieu marin littoral, de hiérarchiser les masses d’eau côtières de la façade méditerranéenne française selon chacune des pressions et donc d’identifier celles potentiellement sensibles. L’ensemble de ces données à cette échelle constitue à ce jour une base unique pouvant servir dans le cadre de futures études, notamment en lien avec la gestion des zones côtières (indicateurs de qualité), ou les impacts sur les écosystèmes. Cette base de données viendra alimenter le processus de mise en œuvre de la DCSMM et de sa déclinaison locale (PAM).

L’analyse des relations statistiques entre chaque indicateur biologique d’état et les métriques de pressions pertinentes n’a pas permis de mettre en évidence de contributions significatives de l’ensemble des impacts identifié par les experts scientifiques. La plupart des métriques de pressions ont en effet une contribution non significative aux différents modèles. Quatre hypothèses ont pu être avancées : la nature du jeu de données ; la qualité de l’évaluation des pressions ; la non prise en compte de phénomènes locaux ; l’inadaptation des indicateurs de qualité pour l’évaluation des pressions à cette échelle.

La dernière hypothèse ne pouvant être raisonnablement écartée, ce travail met en évidence l’intérêt de poursuivre le développement de nouveaux indicateurs dans le cadre de la politique littorale de l’Agence de l’Eau. Le développement de ces indicateurs pourra se baser a priori sur la présente base de données. Ils devraient donc mieux refléter les pressions anthropiques. Cette démarche n’a, jusqu’à présent, été employée que pour le développement de l’indicateur poisson dans les eaux de transition.

51


9. Références

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53


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Thibaut T., Markovic L., Blanfuné A., 2010. Préfiguration du réseau macraolgues – Bassin Rhône Méditerranéen Corse – Application de la directive Cadre Eau - Rapport d’état écologique des masses d’eau. Littoral rocheux de la Corse. Contrat Agence de l’Eau RM&C – UNS : 24 p. + Atlas cartographique.

55


10. Annexes

Liste des annexes

ANNEXE 1 : LISTE DES ELEMENTS DE QUALITE BIOLOGIQUE POUR CHA QUE MASSE D’EAU DE L’ETUDE ...................................................................................................................................56

ANNEXE 2 : IDENTIFICATION DES PRESSIONS ET IMPACTS A DIRE D’ EXPERTS...................59

ANNEXE 3 : METRIQUES DES PRESSIONS ET SOURCES DES DONNEES....................................60

ANNEXE 4 : FICHES PRESSIONS..........................................................................................................62

REJETS EN MER DES STATIONS D’EPURATION URBAINES.................................................................................... 62

REJETS EN MER DES ETABLISSEMENTS INDUSTRIELS......................................................................................... 64

APPORTS ISSUS DES PRINCIPAUX COURS D’EAU COTIERS................................................................................... 66

APPORTS POTENTIELS DIFFUS (AGRICULTURE ET SURFACES URBANISEES)........................................................ 70

CONTAMINATION CHIMIQUE .............................................................................................................................. 73

POPULATION DES COMMUNES LITTORALES........................................................................................................ 76

ARTIFICIALISATION LITTORALE ......................................................................................................................... 78

PORTS................................................................................................................................................................ 79

ZONES DE MOUILLAGES..................................................................................................................................... 80

PECHE PROFESSIONNELLE.................................................................................................................................. 82

AQUACULTURE.................................................................................................................................................. 84

CLAPAGE DE SEDIMENT..................................................................................................................................... 86

ANNEXE 5 : REPRESENTATION CARTOGRAPHIQUE DES PRESSIONS.......................................87

56


ANNEXE 1 : LISTE DES ELEMENTS DE QUALITE BIOLOGIQUE POUR CHA QUE MASSE D’EAU DE L’ETUDE

Masses d’eau du district Rhône et côtiers méditerranéens :

CodeME Nom Masse d’Eau Réseau DCE

Phyto-plancton Posidonie Macroalgues Benthos

DCE Foraminifères Coralligène

FRDC01 Frontiere espagnole - Racou Plage CS × √ √ √ √ ×

FRDC02a Racou Plage - embouchure de l'Aude

CS √ × × √ √ ×

FRDC02b Embouchure de l'Aude - Cap d'Agde × × × × × ×

FRDC02c Cap d'Agde CS √ √ √ √ √ ×

FRDC02d Limite Cap d'Agde - Sete × × × × × ×

FRDC02e Sete - Frontignan CO √ × × √ √ ×

FRDC02f Frontignan - Pointe de l'Espiguette CS √ √ × √ √ ×

FRDT21 Delta du Rhone CS/CO × × × √ √ ×

FRDC04 Golfe de Fos CS/CO √ × √ √ √ ×

FRDC05 Cote Bleue CS √ √ √ √ √ ×

FRDC06a Petite Rade de Marseille CO ~ √ √ √ √ ×

FRDC06b Pointe d'Endoume - Cap Croisette et Iles du frioul

CS/CO ~ √ √ √ ~ ×

FRDC07a Iles de Marseille hors Frioul CS/CO √ √ √ √ √ ×

FRDC07b Cap croisette - Bec de l'Aigle CS √ √ √ √ √ ×

FRDC07c Bec de l'Aigle - Pointe de la Fauconniere × × √ × × ×

FRDC07d Pointe de la Fauconniere - Ilot Pierreplan

× × √ × × ×

FRDC07e Ilot Pierreplane - Pointe du Gaou CS √ √ √ √ √ ×

FRDC07f Pointe du Gaou - Cap cepet × × √ × × √

FRDC07g Cap Cepet - Cap de Carqueiranne CS/CO √ √ √ √ √ ×

FRDC07h Iles du soleil CS √ √ √ √ √ √

FRDC07i Cap de l'Esterel - Cap de Bregancon × × √ × × ×

FRDC07j Cap Benat - Pointe des Issambres × × √ × √ √

FRDC08a Pointe des Issambres - ouest Frejus CS √ √ √ √ √ √

FRDC08b Golfe de Saint-Tropez × × √ × × ×

FRDC08c Frejus - Saint-Raphael - ouest Sainte-Maximin

× × √ × × √

FRDC08d Ouest Sainte Maxime - Pointe de la Galere CS √ √ √ √ √ √

FRDC08e Pointe de la Galere - Cap d'Antibes × × √ × × √

FRDC09a Cap d'Antibes - sud port Antibes CS ~ √ √ √ √ √

FRDC09b Sud port Antibes - port de commerce de Nice

CS/CO ~ × √ √ √ √

FRDC09c Port de commerce de Nice - Cap Ferrat

× × √ × × √

FRDC09d Rade de Villefranche CS/CO ~ √ √ √ √ √

FRDC10a Cap Ferrat - Cap d'Ail × × √ × × ×

FRDC10b Cap d'Ail - Monte-Carlo × × √ √ √ ×

FRDC10c Monte-Carlo - frontiere italienne CS ~ √ √ √ √ √

57


Masses d’eau du district Corse :

CodeME NomME Réseau DCE

Phyto-plancton Posidonie Macroalgues Benthos

DCE Foraminifères Coralligène

FREC01ab Pointe Palazzu - Sud Nonza

CS √ √ √ √ √ ×

FREC01c Golfe de Saint-Florent CO √ √ √ √ × ×

FREC01d Canari CO √ √ √ √ √ ×

FREC01e Cap Ouest de la Corse × × √ × × ×

FREC02ab Cap Est de la Corse CS √ √ √ √ × ×

FREC02c Littoral Bastiais CO √ √ × √ √ ×

FREC02d Plaine Orientale CS √ √ × √ √ ×

FREC03ad Littoral S-E de la Corse CS √ √ √ √ √ ×

FREC03b Golfe de Porto-Vecchio CO √ √ √ √ √ ×

FREC03c Golfe de Santa Amanza CO √ √ √ √ × ×

FREC03eg Littoral S-O de la Corse CS √ √ √ √ √ ×

FREC03f Goulet de Bonifacio CO √ √ √ √ √ ×

FREC04ac Pointe Senetosa - Pointe Pala CS √ √ √ √ √ ×

FREC04b Golfe d'Ajaccio CO √ √ √ √ √ ×

Par rapport aux jeux de données utilisés dans le cadre de cette étude :

√ = Données complètes ; × = Pas de données ; ~ = Données partielles

59


ANNEXE 2 : IDENTIFICATION DES PRESSIONS ET IMPACTS A DIRE D’ EXPERTS

Afin d’identifier et de hiérarchiser les pressions pertinentes vis-à-vis de chaque élément de qualité, nous avons consulté des experts scientifiques sur la façade méditerranéenne, référents pour ces différents éléments.

Les tableaux suivants retranscrivent leurs analyses :

Pression « Pollution »

Eléments de qualité biologique (DCE/autres)

Apports d'N Apports de P Apports de matières

organiques

Apports de matières en suspension

Apports de contaminants

chimiques

Phytoplancton (biomasse, abondance) ++ ++ - - - ou +

Posidonie - - - - -

Macrofaune benthique de substrat meuble

- - -- - -

Macroalgues (indicateur Carlit) -- -- - - -

Foraminifères benthiques - - -- - -

Coralligène 0 0 - - -

Pression « Aménagements »


Artificialisation sur le domaine marin

Importance des ports

Phytoplancton (biomasse, abondance) 0 0

Posidonie -- -

Macrofaune benthique de substrat meuble (indicateur AMBI)

- -

Macroalgues (indicateur Carlit) -- --

Foraminifères (Foraminiferal Index) 0 0

Coralligène 0 0

Pression « Usages en mer »


Zones de mouillages Aquaculture Pêche professionnelles (en particulier arts trainants)

Dragages et clapages de sédiments

Phytoplancton (biomasse, abondance) + + 0 -

Posidonie -- -- - -

Macrofaune benthique de substrat meuble (indicateur AMBI)

- + - -

Macroalgues (indicateur Carlit) 0 -- 0 0

Foraminifères (Foraminiferal Index) 0 - - -

Coralligène - 0 - -

A noter qu’une pression supplémentaire a été mise en avant pour la posidonie et le coralligène : les espèces introduites invasives. En l’absence de données homogènes pour évaluer cette pression, elle n’a pas été considérée.

60


ANNEXE 3 : METRIQUES DES PRESSIONS ET SOURCES DES DONNEES

Type de pression Source de pression Métrique Source (s) données Année Donnée

Apport N direct mer STEP rejetant en mer Flux d'N issus des STEP rejetant en mer (T/an) AERMC 2010

Apport N direct mer Cours d'eau Flux d'N issus des Cours d'eau (T/an) AERMC 1990-2009 2009

Apport N direct mer Industries rejetant en mer Flux d'N issus des industries rejetant en mer (T/an) AERMC 2010

Apport P direct mer STEP rejetant en mer Flux de P issus des STEP rejetant en mer (T/an) AERMC 2010

Apport P direct mer Cours d'eau Flux de P issus des Cours d'eau (T/an) AERMC 1990-2009 2009

Apport P direct mer Industries rejetant en mer Flux de P issus des industries rejetant en mer (T/an) AERMC 2010

Apport MES direct mer STEP rejetant en mer Flux de MES issus des STEP rejetant en mer (T/an) AERMC 2010

Apport MES direct mer Cours d'eau Flux de MES issus des Cours d'eau (T/an) AERMC 1990-2009 2009

Apport MES direct mer Industries rejetant en mer Flux de MES issus des industries rejetant en mer (T/an) ME 2010

Apport MO direct mer STEP rejetant en mer Quantification indirecte de la MO issue des STEP rejetant en mer (2/3DBO5 + 1/3DCO) AERMC 2010

Apport MO direct mer Industries rejetant en mer Quantification indirecte de la MO issue des industries rejetant en mer (2/3DBO5 + 1/3DCO)

AERMC 2010

Apports diffus potentiels de polluants Agriculture sur zone tampon 5km Pourcentage d'occupation du sol Codes CLC 2** CLC2006 2006

Apports diffus potentiels de polluants

Surfaces urbanisées sur zone tampon 5km

Pourcentage d'occupation du sol Codes CLC 1** CLC2006 2006

Multiples pressions Activités humaines communes littorales

Population des communes littorales et dont le centroïde est inclut dans les zones tampons 5km des ME

INSEE 2009

Contamination chimique Ensemble des sources de pollution Données milieu proxy de pression : [ΣHAP] & [ΣHAP_DCE] (ng/L) IFREMER (Campagne DCE 2009, SBSE) 2009

Contamination chimique Ensemble des sources de pollution Données milieu proxy de pression : [ΣPCB] & [PCB153] (ng/L) IFREMER (Campagne DCE 2009, SBSE) 2010

Contamination chimique Ensemble des sources de pollution Données milieu proxy de pression : [Σpesticides] & [ΣpesticidesDCE] & [ΣpesticidesCyclodiènes_DCE] (ng/L) IFREMER (Campagne DCE 2009, SBSE) 2011

Contamination chimique Ensemble des sources de pollution Données milieu proxy de pression : [Ag], [Cd], [Co], [Cr], [Ni], [Pb], [Zn] (ng/L)

IFREMER (PEPS Méditerranée 2008 et Campagne DCE 2009, DGT)

2008-2009

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Type de pression Source de pression Métrique Source (s) données Année Donnée

Multiples pressions Urbanisation Taux d'artificialisation du trait de côte par ME (%) MEDAM 2012

Multiples pressions Urbanisation Surface totale gagnée sur la mer par ME (ha) MEDAM 2012

Multiples pressions Ports Nombres de places des ports des MEC Bloc Marine Méditerranée 2012 (UMR ESPACE, PA Mannoni)

2012

Multiples pressions Pêche professionnelle

Nombre total de mois d'activité de l’ensemble des bateaux de pêches et de ceux pratiquant les arts traînants (hors senne) des ports d'exploitation situés à proximité des MEC, dont le rayon d'action < à 3milles

SIH 2010

Multiples pressions Mouillage Pourcentage d'occupation maximum des zones de mouillages sur les MEC (%)

MEDOBS 2010-2012

Multiples pressions Aquaculture Nombre d'exploitation (conchyliculture, pisciculture) par ME Ifremer (SRDAM) 2011

Multiples pressions Dragage et clapage de sédiment Masse de sédiments clapés par an (T/an) CETMEF Enquête Dragage 2009 2009

Multiples pressions Espèces introduites envahissantes Pas de métrique renseignable

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Base de données pressions masses d’eau côtières méditerranéennes

ANNEXE 4 : FICHES PRESSIONS

Rejets en mer des stations d’épuration urbaines

− Description Pression :

Les rejets en mer de station d’épuration, avec les rejets en mer industriels et les exutoires en mer de cours d’eau, constituent une source de pollution directe et localisée au milieu marin.

En 2008, 82% des logements français sont raccordés à un système d’assainissement collectif3. Les rejets domestiques sont donc véritablement concentrés vers les STEP publiques. Et du fait de l’accroissement de la population sur le littoral méditerranéen, ces rejets peuvent apparaître comme une source importante de polluants.

Les stations d’épuration éliminent une partie de la pollution brute entrante (matières oxydables, azote, phosphore, matières en suspension…), mais la charge polluante restante est rejetée dans le milieu naturel (cours d’eau, plan d’eau, mer…). Le rendement épuratoire est propre à chaque STEP, fonction de ses caractéristiques et de son fonctionnement. L’abattement de pollution peut donc être amélioré notamment par la modernisation des dispositifs de traitement.

Les rejets de STEP constituent donc une source d’apports en particulier en nutriments, matières en suspension, matières oxydables et contaminants chimiques, aux masses d’eau côtières.

− Source et nature des données :

Les données proviennent de l’Agence de l’eau Rhône-Méditerranée et Corse (Contact à la délégation PACA & Corse : Frank Pothier). Leur base de données sur les stations d’épuration urbaines regroupe les informations utilisées pour le calcul de la prime pour épuration (proportionnelle à la pollution évitée). Seules les STEP ayant une capacité supérieure à 200 équivalents habitant peuvent bénéficier d’une prime et sont donc présentes dans cette base de données. Les petites STEP ne sont donc pas prises en compte dans cette étude.

Les données de rejets en sortie de station sont soit issues de dispositif d’autosurveillance, de mesures ponctuelles des rejets , soitd’un calcul forfaitaire (fonction des caractéristiques de la STEP).

Cette estimation de la pollution rejetée par les STEP représente une source de données homogènes sur l’ensemble du bassin Rhône-Méditerranée et Corse et donc de notre zone d’étude.

L’extraction de la base de données de l’Agence a été réalisée en janvier 2012. Les paramètres obtenus regroupent, pour l’ensemble des stations d’épuration du bassin RMC :

• l’identification des STEP (code, nom, commune), • l’identification et la localisation du rejet (code de l’ouvrage, coordonnées), • l’identification du système d’évaluation des paramètres de rejet et les charges polluantes pour une année

complète (Type de quantification, azote, phosphore, DBO5, DCO, matières en suspension).

Pour la quantification des rejets en azote, les paramètres azote global (NGL, ou azote total) et azote de Kjehdahl (NK) sont disponibles. Cependant pour un grand nombre de STEP, le paramètre NGL n’est pas renseigné (alors que NK l’est). Le choix a donc été fait de conserver l’azote de Kjehdahl (NK), ou azote réduit, bien qu’il ne représente qu’une partie de l’azote rejeté. Dans le cadre d’une prochaine actualisation de ce type d’étude, il sera peut-être intéressant d’utiliser l’azote total, si la donnée existe pour l’ensemble des STEP prises en compte.

Des indicateurs de rejets d’autres types de polluants sont également disponibles (METOX, AOX, MI). Toutefois ces données ne sont ni réellement descriptives, ni suffisamment précises pour évaluer une pression. Elles n’ont donc pas été utilisés ici. De plus, dans le cadre de cette étude, l’évaluation de la contamination chimique est réalisée à partir des données d’état (matière vivante, eau).

Pour les STEP en autosurveillance, le nombre de mesures annuelles par paramètre n’a pas pu être obtenu. Une telle information permettrait de connaître le niveau de fiabilité de la donnée de rejets, il serait donc intéressant de pouvoir l’obtenir.

− Date des données : Année de rejet 2010 (année prime 2011)

3 CGDD, 2011. Le service d’assainissement en France : principales données 2008. SOeS – Chiffres et statistiques n°210. 8p.

63


− Traitement et calculs des données :

Au cours de ce travail, les données STEP (LR-PACA et Corse) ont été transmises sous la forme d’un fichier Excel regroupant 3 feuilles : STEP en autosurveillances, STEP soumises aux mesures ponctuelles (pour tous les paramètres ou seulement certains), STEP soumises au forfait (pour tous les paramètres ou seulement certains).

Un travail préalable a donc dû être réalisé pour regrouper ces données (sous Access).

Tout d’abord, les données des STEP à la fois soumises aux mesures ponctuelles et au forfait ont été fusionnées. Puis les tables obtenues ont été concaténées pour regrouper l’ensemble des STEP de LR, PACA et Corse dans une seule table, le nombre de lignes étant égal au nombre de STEP (1676 dans cette base).

Les STEP, de la façade méditerranéenne, rejetant en mer ont été identifiées et extraites de la base, par croisement d’informations (dires d’experts, coordonnées géographiques du rejet). Les coordonnées géographiques du point de rejet de ces STEP ont été, lorsque nécessaire, modifiées ou ajoutées en s’appuyant sur différentes sources : la base nationale ROSEAU, une étude Ifremer sur certains rejets urbains en mer, un travail issu de l’UMR 7300 ESPACE (Université de Nice-Sophia Antipolis – CNRS). Un champ permettant de connaître l’origine de la localisation a été ajouté. A partir de ces points de localisation, le code de la masse d’eau correspondante (ou la plus proche) a pu être attribué à chaque STEP (sous SIG). Les données (capacité et charges polluantes annuelle) ont ensuite été cumulées pour chaque masse d’eau concernée.

Le flux de matières organiques est une estimation indirecte, calculée à partir des données DBO5 (demande biologique

en oxygène à 5jours) et DCO (demande chimique en oxygène), selon la formule empirique4 : DCO3

1DBO5

3

2×±× .

Au total 65 STEP rejetant en mer ont été identifiées, dont deux en construction ou en rénovation pour lesquelles il n’y avait pas de rejets en 2010.

− Champs table et couche SIG :

Nom du champ Description

ZH Code Zone homogène (non utilisé)

CodeME Code Masse d'eau

CodeSTEP Code d’identification de la STEP AERMC

NomSTEP Nom STEP AERMC

Commentaire Commentaire (en particulier autre nom de la STEP)

CapSTEP Capacité STEP

CodeOuvRej Code de l'ouvrage de rejet

OrigineLOC Origine des coordonnées de localisation du rejet

Xrej_L93

Yrej_L93 Coordonnées x et y du rejet en mètre, projection Lambert 93

QUALOC Qualité de la localisation (BONNE ou <Null>)

Emissaire Présence ou absence d'un émissaire (Oui/Non/<Null>)

Prof_m Profondeur connue de l'émissaire (source en majorité AERMC travail d'A. Marque, ou Ifremer E. Moreau)

Type Type des données de rejets (F = évaluation au forfait, MP = mesures ponctuelles, AS = autosurveillance)

DBO5_kgan

DCO_kgan

MES_kgan

NGL_kgan

NK_kgan

Ptot_kgan

METOX

AOX

Données de rejet issues de la base de données de l'AERMC.

Extraction réalisée en janvier 2012, sur l'année 2010

− Actualisation :

Mise à jour des données de flux (année plus récente), utilisation du flux en azote total (et non seulement réduit) et lorsque c’est le cas : ajout de STEP nouvellement mises en service, suppression de STEP arrêtées.

4 SIEE, 2003, Evaluation des flux d’apports polluants à la Méditerranée (hors Rhône). 108p. + Annexes

64


Rejets en mer des établissements industriels


Les rejets en mer des établissements industriels constituent, comme les rejets de STEP et les exutoires en mer de cours d’eau, une source de pollution directe, en particulier en nutriments, matières en suspension, matières oxydables et contaminants chimiques, localisée au milieu marin.

Au niveau national, la majorité des grandes industries est aujourd’hui équipée de stations d’épuration autonomes qui permettent d’abattre une partie de la charge polluante produite (matières oxydables, matières en suspension, azote phosphore, contaminants chimiques…).

Les travaux d’aménagements pour l’épuration ou d’amélioration des dispositifs en place peuvent être en partie financés par l’Agence de l’Eau sous forme d’aides de 30 à 60 % (en fonction notamment des travaux prévus et du type de pollution réduite).


Les données de pollution industrielles proviennent de l’Agence de l’eau Rhône-Méditerranée et Corse qui perçoit des redevances pour pollution non domestique auprès des établissements générant une pollution annuelle supérieure aux seuils fixés par la loi.

Ces données correspondent, pour chaque paramètre de pollution, à l’assiette utilisée pour le calcul de la redevance, égale à : [ (pollution moyenne mensuelle de l’année + pollution moyenne mensuelle maximale)/2 ] *12

La pollution mensuelle rejetée est, soit issue d’un suivi régulier des rejets (obligatoire au-delà de certains seuils de pollution par paramètres), soit estimée à partir de l’activité de l’établissement (déclarations des industriels), des dispositifs de dépollution présents et de campagnes générales de mesures ou de forfaits. Cependant, l’outil pour collecter les données issues de l’autosurveillance (GIDAF) est en cours de déploiement. Les données collectées à l’Agence de l’eau pour cette étude sont donc issues des estimations et pas du suivi régulier des rejets. La représentativité physique de ces flux industriels est donc soumise à caution.

Les données du Registre français des émissions polluantes (IREP) de l’INERIS n’ont pas été utilisées car cette base de données, accessible sur internet, ne regroupe que les installations classées soumises à autorisation préfectorales et ne donne pas d’informations précises sur la localisation des rejets.

L’extraction des données de l’Agence a été réalisée courant 2012 ; fichier transmis en octobre 2012.

Les paramètres obtenus regroupent, pour l’ensemble des industries du bassin RMC :

• l’identification des établissements industriels (Numéro d‘ouvrage, Libellé, commune d’implantation),

• l’identification et la localisation relative du rejet (Numéro de l’ouvrage de rejet, code et libellé masse d’eau, code et libellé sous-bassin versant DCE, code zone homogène),

• les charges polluantes pour une année complète (Azote réduit, phosphore total, DBO5, DCO, matières en suspension).

Des indicateurs de rejets d’autres types de polluants sont également disponibles (METOX, AOX, MI). Toutefois ces données ne sont niréellement descriptives, ni suffisamment précises pour évaluer une pression. Elles n’ont donc pas été utilisés ici. De plus, dans le cadre de cette étude, l’évaluation de la contamination chimique est réalisée à partir des données d’état (matière vivante, eau).

Bien que les industries soient déjà affectées aux masses d’eau dans le fichier transmis, nous avons également utilisé les informations de localisation des points de rejets (coordonnées) afin de pouvoir afficher les rejets industriels sous SIG.

− Date des données : Année de rejet 2010.


Dans le fichier transmis par l’Agence de l’eau, les paramètres de rejets polluants sont ordonnés par lignes (un champ Paramètre et un champ Flux_Rejet_KGJ). Cette organisation a été modifiée afin d’obtenir une ligne par industrie et les indicateurs de flux polluants individualisés en colonne.

Afin de pouvoir afficher et localiser ce type de pression sous SIG, les coordonnées des points de rejets ont été obtenues en croisant cette table à la couche SIG de localisation de l’ensemble des ouvrages de rejets du bassin RMC, transmise par l’AERMC en janvier 2012, via le numéro d’ouvrage de rejet.

65


A partir du champ Code_Masse_Eau_Rejet, les établissements industriels identifiés comme rejetant en mer (masses d’eau côtières et Delta du Rhône) ont été extraits. A noter que le point de rejet de ces établissements industriels n’est le plus souvent pas localisé en mer. Il semble que les coordonnées des points de rejets ne soient pas correctes.

Les données (charges polluantes annuelles) ont ensuite été cumulées pour chaque masse d’eau concernée.

Le flux de matières organiques est une estimation indirecte, calculée à partir des données DBO5 (demande biologique

en oxygène à 5jours) et DCO (demande chimique en oxygène), selon la formule : DCO3

1DBO5

3

2×±× .

Au total 25 établissements industriels ont été ainsi identifiés comme rejetant en mer.


Nom du champ Description

ZH Code de la zone homogène du rejet

CodeME Code de la masse d'eau du rejet

Num_Ouvrage Numéro de l'établissement industriel

LibOuvrage Libellé de l'établissement industriel

NumOuvRej Numéro de l'ouvrage de rejet

SourceLOC Origine des coordonnées de localisation du rejet

Xrej Coordonnée x du rejet en mètre, projection Lambert 93

Yrej Coordonnée y du rejet en mètre, projection Lambert 93

CodeComm Code de la commune d'implantation

NomComm Nom de la commune d'implantation

Source_Flux Origine des flux polluants

DCO_tan

DBO5_tan

MES_tan

NR_tan

P_tan

NO_tan

METOX_tan

MI

AOX

Données de rejet issues de la base de données de l'AERMC. Extraction réalisée en 2012, sur l'année 2010

− Actualisation :

Mise à jour des données de flux (année plus récente) et, lorsque c’est le cas, ajout de nouveaux établissements industriels rejetant en mer, suppression de ceux dont l’activité a cessé.

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Apports issus des principaux cours d’eau côtiers


Les exutoires en mer de cours d’eau constituent, comme les rejets en mer de STEP et d’industries, une source de pollution directe et localisée au milieu marin.

Les fleuves et rivières véhiculent de l’amont vers l’aval jusqu’à leur exutoire de nombreux polluants tels que les nutriments, matières en suspension, matières organiques ou contaminants chimiques. Les rejets directs dans les cours d’eau de stations d’épuration ou d’industries et l’ensemble des activités humaines des bassins versants qui participent à la pollution des cours d’eau (agriculture, surfaces imperméabilisées) impactent donc potentiellement le milieu marin via l’écoulement des eaux.

Tous les polluants n’atteignent toutefois pas la mer. Certains sont biodégradés, stockés dans les sédiments ou évaporés. Mais malgré cet abattement, les cours d’eau côtiers et en particulier les plus importants, constituent une source majeure de polluants à la mer. A l’exutoire, les panaches fluviaux sont parfois bien visibles et très étendus.


Il n’existe pas de réseau de surveillance dédié spécifiquement à l’évaluation des flux. Par conséquent, elle se fait de manière détournée, en croisant les données de débit des réseaux hydrométriques et les données qualité du Réseau National de Bassin (RNB).

Les données de flux utilisées proviennent directement de l’évaluation annuelle effectuée au titre de la convention OSPAR et du programme MedPOL (pour la méthodologie voir Rapport CGDD/SOeS, 2011). Ils prévoient en effet d’« évaluer avec autant de précision que possible l’ensemble des apports fluviaux et directs annuels de polluants sélectionnés aux eaux de la Convention ».

Cette estimation des apports en mer porte sur les principaux cours d'eau (22 sur la façade méditerranéenne) ou zones d’apport diffus (1 seul en Corse). Elle n'intègre pas les plus petits cours d'eau côtiers. Par conséquent, les apports fluviaux totaux présentés par masses d’eau côtières correspondent à des valeurs basses.

Ces données ont été transmises par l’Agence de l’eau Rhône Méditerranée et Corse (contact à la délégation PACA & Corse : Pierre Boissery)

Les paramètres obtenus et utilisés regroupent :

• l’identification OSPAR du cours d’eau ou de la zone (Code),

• l’année d’évaluation des flux,

• les charges polluantes par an (Azote total, phosphore total, matières en suspension).

Des indicateurs de rejets d’autres types de polluants sont également disponibles (NH4, NO3-, PO4

2-, METOX, Cadmium,

Mercure, Cuivre, Plomb, Zinc). Pour le cas des nutriments, seules les valeurs totales ont été prises en compte. Les autres paramètres n’ont pas été utilisés car l’évaluation de la contamination chimique est réalisée à partir des données d’état (matière vivante, eau).

A noter que les stations de mesures utilisées (qualité et hydrométrie) peuvent se situer à plusieurs kilomètres de l’embouchure en mer des cours d’eau (voir figures suivantes). Les apports fluviaux ainsi évalués ne sont donc pas parfaitement représentatifs des apports des bassins versant correspondants. Dans le cadre de cette étude il a été choisi de considérer également la pression liée à l’occupation des sols autour des masses d’eau (voir Fiche « Occupation du sol »), à la fois pour pallier le manque d’information sur les plus petits cours d’eau côtiers et pour compenser ce positionnement des stations de mesures.

67


68


− Date des données :

La série de données transmise regroupe les flux annuels de 1990 jusqu’à 2009 (données utilisées pour le rapport CGDD, 2011).

Seule l’année la plus récente, 2009, a été utilisée dans le cadre de cette étude.


Il est difficile de modéliser les dynamiques de dispersion des panaches fluviaux sur l’ensemble de la façade et sur une année. Certains modèles sont actuellement développés localement (notamment dans le cadre du projet METROC, autour de Marseille) mais leur mise en œuvre est peu adaptée à cette étude. Ainsi, bien que ce ne soit pas véritablement représentatif de la réalité, les charges polluantes des cours d’eau MedPOL ont été affectées à la première masse d’eau à leur exutoire. Afin d’identifier ces masses d’eau, la couche SIG des cours d’eau de la BD Carthage a été utilisée. Les cours d’eau OSPAR/MedPol ont été extraits. Un champ correspondant au code de la masse d’eau à l’exutoire a été ajouté et renseigné à la main, ainsi qu’un champ reprenant le code OSPAR correspondant. Puis, la table regroupant les flux de 2009 par cours d’eau OSPAR a été jointe à cette couche des cours d’eau via le Code OSPAR.

Le même type d’opération a été réalisé pour la zone d’apport diffus au nord-ouest de la Corse à partir des zones hydrographiques de la BD Carthage.

69


Ainsi chaque flux polluant évalué dans le cadre d’OSPAR/MedPOL, est affecté à une masse d’eau et peut être visualisé sous SIG :

Nom Cours d'eau CodeOSPAR Code Masse d'eau associée

Le Tech 2-RMC-PO-Tech FRDC02a

La Tet 2-RMC-PO-Tet FRDC02a

L'Agly 2-RMC-PO-Agly FRDC02a

L'Aude 2-RMC-AU-Aude FRDC02b

L'Orb 2-RMC-AU-Orb FRDC02b

L'Herault 2-RMC-HE-Herault FRDC02b

Le lez 2-RMC-HE-Lez FRDC02f

Le Vidourle 2-RMC-HE-Vidourle FRDC02f

Le Vistre 2-RMC-HE-Vistre FRDC02f

Le Rhône 2-RMC-DR-RHONE FRDT21

L'Huveaune 2-RMC-DR-Huveaune FRDC06b

Le Gapeau 2-RMC-CA-Gapeau FRDC07i

L'Argens 2-RMC-CA-Argens FRDC08c

La Siagne 2-RMC-CA-Siagne FRDC08e

Le Var 2-RMC-CA-Var FRDC09b

Le Golo 4-RMC-CE-Golo FREC02c

Le Tavignano 4-RMC-CE-Tavignano FREC02d

u Fium'Orbu 4-RMC-CE-FiumOrbo FREC02d

Riviere u Rizzanese 2-RMC-CO-Rizzanese FREC04ac

Le Taravo 2-RMC-CO-Taravo FREC04ac

La Gravona 2-RMC-CO-Gravonne FREC04b

Fleuve u Liamone 2-RMC-CO-Liamone FREC04ac

Apports diffus Nord-Ouest Corse

2-RMC-CO-Y7 FREC01ab

Les données (charges polluantes annuelles) ont ensuite été cumulées pour chaque masse d’eau concernée.

− Champs tables et couches SIG :

Cette pression est représentée sous SIG par deux couches, aux mêmes champs, une regroupant les polylignes des cours d’eau et l’autre le polygone de la zone d’apports diffus de Corse.

TitreChamp Description

CODE_HYDRO Code Hydro de la BD Carthage (absent pour Apport Diffus)

CLASSE Classe du Cours d'eau dans la BD Carthage (absent pour Apport Diffus)

TOPONYME Nom du Cours d'eau dans la BD Carthage (absent pour Apport Diffus)

CodeOSPAR Identifiant OSPAR / MedPol du cours d’eau ou de la zone d’apport diffus

CodeME Code masse d'eau à l'exutoire

SurfExut_O Surface BV à l'exutoire OSPAR

Annee Année des flux

Ntot_tan Flux annuel en azote total (RID OSPAR)

Ptot_tan Flux annuel en Phosphore total (RID OSPAR)

MES_tan Flux annuel en matières en suspension (RID OSPAR)

− Actualisation :

Mise à jour des données de flux (année plus récente), et si possible ajout des charges polluantes des autres cours d’eaux côtiers

70


Apports potentiels diffus (Agriculture et surfaces urbanisées)


Contrairement aux sources ponctuelles de pollution (STEP, industries, cours d’eau), il n’est pas possible de repérer géographiquement des rejets de pollution diffuse dans les milieux aquatiques. Ce type de pollution provient de l’ensemble des activités présentes sur la surface d’un territoire et est transmis aux masses d’eau de façon indirecte par le sol, via l’entraînement des eaux en provenance des précipitations ou de l’irrigation.

Les pratiques agricoles sur les surfaces cultivées peuvent en particulier être à l’origine d’apports polluants diffus tels que les nitrates, les phosphates (engrais) et certains contaminants chimiques (pesticides). Une partie des produits employés n’est en effet pas retenue par les cultures. Par lessivage ces résidus percolent ou ruissellent vers les milieux aquatiques.

Les surfaces artificialisées (zones urbaines, réseaux de transports…), caractérisées sur le littoral par une forte concentration de population, sont de la même façon des sources de pollution diffuse (déchets, substances chimiques de revêtement, traitements des espaces verts urbains…) et ce d’autant plus que ces surfaces sont imperméabilisées et empêchent les phénomènes d’autoépuration ainsi que la capacité tampon du sol qu’elles recouvrent. Cette pollution est en partie traitée par l’assainissement collectif, les différents réseaux de collecte et de traitements des déchets. Toutefois ces traitements ne sont pas totalement efficaces (ruissellement en dehors des réseaux de collecte, déversoirs, by-pass, fuites…) et une partie de la pollution finit par aboutir dans les hydrosystèmes dont l’exutoire final est la mer. Une forte urbanisation a donc pour conséquence la concentration des polluants organiques et chimiques dans les eaux et les sédiments.

L’ensemble des activités anthropiques présentes sur les bassins versants des masses d’eau côtières participe potentiellement à la pollution in fine du milieu marin.


La pollution diffuse issue d’un territoire est difficilement quantifiable car fonction de multiples paramètres variant à petite échelle spatiale (usages, précipitations, nature du sol…). L’évaluation précise de cette pression nécessite une modélisation fine qui ne peut actuellement pas être mise en œuvre aisément à l’échelle de la zone d’étude. Ce type de pollution peut cependant être évalué à partir des forces motrices responsables (méthodologie DPSIR). L’occupation du sol est ainsi représentative des « structures anthropiques » exerçant cette pression sur les milieux aquatiques.

La base de données européenne d’occupation des sols, Corine Land Cover, a été utilisée pour évaluer cette pression. Elle est notamment disponible sur le site du Service de l'Observation et des Statistiques (SOeS) du Commissariat général au développement durable.

Pour chaque masse d’eau, l’échelle à considérer devrait être le bassin versant réel. Il n’existe cependant pas sur la façade méditerranéenne de telle délimitation (délimitations existantes sur les bassins Loire-Atlantique et Adour-Garonne).

Dans le cadre du SDAGE Rhône Méditerranée et Corse (1996 puis 2010), le littoral a été découpé en zones homogènes. Ces unités de gestion territoriale sont constituées d’une bande terrestre appelée bassin versant de proximité et d’une bande marine correspondant à la zone d’influence des apports. Cependant ces zones homogènes ne correspondent pas systématiquement aux masses d’eau DCE. Certaines sont en effet plus étendues, englobant plusieurs masses d’eau côtières (Ex. : la zone homogène 19, face à Marseille), d’autres peuvent être plus petites (ex. : la zone 46 en Corse, Golfe de Porto). Il semblait donc délicat d’utiliser, dans le cadre de cette étude, les bassins versants de proximité pour affecter les surfaces d’occupation du sol aux masses d’eau (pas de règle homogène). De plus ces bassins versant de proximité sont délimités par les contours des communes, ce qui n’est pas véritablement représentatif de l’écoulement réel des eaux.

Il a donc été choisi de se baser, pour évaluer la pression de pollution diffuse, sur des zones tampons autour des masses d’eau. La distance fixe autour des masses d’eau a été déterminée à dire d’experts et par rapport à la localisation des stations de mesures des cours d’eau principaux (voir fiche « Apports issus des principaux cours d’eau »). Dans le souci de conserver une approche homogène et aisément reproductible, le choix d’une méthode unique sur l’ensemble de la façade a été préféré à une réflexion au cas par cas.


Les données d’occupation du sol datent de 2006 (Corine Land Cover)

71



Afin d’extraire les surfaces correspondant aux zones tampons des masses d’eau de la base de données Corine Land Cover 2006, une couche SIG des zones tampons a été créée. Pour cela, l’outil « Zones tampon » (Outils d’analyse / Extraire) d’ArcView a été utilisé sur la couche des 48 masses d’eau de l’étude, avec une distance de 5 000 mètres, en sélectionnant comme Type de fusion « NONE » pour obtenir une zone tampon par masse d’eau.

Puis, l’outil « Découpage » (Outils d’analyse / Extraire) d’ArcView a été utilisé pour chaque masse d’eau (une par une) en sélectionnant la zone tampon correspondante et en effectuant le découpage sur la couche CLC 2006.

Dans les tables attributaires de chacune de ces nouvelles couches obtenues, les surfaces des zones d’occupation des sols ont été recalculées et un champ permettant d’identifier la masse d’eau a été ajouté et renseigné.

Enfin pour des raisons pratiques, ces 48 couches SIG ont été combinées en une seule (ArcToolBox, Gestion de données / Général / Combiner) et la table attributaire de cette couche a été exportée sous Excel.

A partir de cette table, sous Access, les surfaces totales urbanisées (codes CLC débutant par 1) et agricoles (codes CLC débutant par 2) ont été sommées pour chaque masses d’eau. Pour calculer le pourcentage par rapport à la zone terrestre, nous avons sommé l’ensemble des surfaces, pour chaque masse d’eau, en ne prenant pas en compte les zones codées 523 (mers et océans). La surface terrestre totale a ainsi été obtenue.

Le rapport entre surface artificialisée, surface agricole et la surface terrestre totale a ensuite été calculé.


La couche SIG regroupe les surfaces Corine Land Cover découpées par les zones tampons des masses d’eau côtières :

TitreChamp Description

ID Identifiant du polygone CLC 2006 (mais attention certain polygones ont pu être découpés)

CODE_06 Code CLC du type d'occupation du sol

AREA_HA Anciennes surfaces des polygones, avant recalcul

S_ha Surfaces recalculées des polygones CLC

CodeME Code de la masse d'eau correspondante

La table finale regroupe par masse d’eau les surfaces et taux d’occupation sur les zones tampon : Titre du champ Description

CodeME Code masse d'eau DCE

Urbain_ha Surfaces urbanisées (codes CLC 1**) de la zone tampon

Agri_ha Surfaces agricoles (codes CLC 2**) de la zone tampon

SurfTot_horsMer_ha Surface CLC totale hors mer de la zone tampon (hors code 523)

Urbain_% Taux d'occupation des surfaces urbanisées

Agri_% Taux d'occupation des surfaces agricoles

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− Actualisation :

Mise à jour des données d’occupation du sol (si base de données CLC ou autre mise à jour). Délimitations des bassins versants des masses d’eau côtières à la place des zones tampons.

73


Contamination chimique


Si les substances chimiques sont indispensables aux activités anthropiques (agriculture, production de biens, médecine, revêtement des voies de transports...), elles suscitent des préoccupations croissantes quant à leurs effets environnementaux et sanitaires.

Les substances chimiques se retrouvent dans les milieux aquatiques, en particulier le milieu marin, via les apports directs (STEP, industries, cours d’eau, bateaux), le ruissellement ou la diffusion depuis les sols. Nombre d’entre elles sont de plus très persistantes et peuvent ainsi parcourir de nombreux kilomètres sans être dégradées.

L’exposition des organismes marins à des concentrations élevées de substances toxiques peut causer une gamme d’effets biologiques à différents niveaux d’organisation du vivant (de l’intégrité du génome au fonctionnement de l’écosystème). De plus en plus de travaux de recherche s’intéressent d’une part au devenir des contaminants dans le milieu marin et donc aux niveaux de contamination des organismes, et d’autre part aux effets des substances chimiques sur les êtres vivants (écotoxicologie).

Parmi les substances dont la toxicité pour l’environnement est reconnue, on trouve des métaux tels que le cuivre, le cadmium, le plomb, le mercure et le zinc. La famille des polluants organiques persistants (POP) fait également l’objet de suivis réguliers, leur caractère lipophile les rendant susceptibles de s’accumuler dans les organismes. D’autres types de substances, telles que les hormones et les produits pharmaceutiques font l’objet d’une attention particulière en raison de leur utilisation croissante. D’autres substances comme le tributylétain sont également recherchées en milieu marin.

Dans l’état actuel des connaissances, il est difficile, même pour une seule classe de composés chimiques, de caractériser les effets en termes de durée d’exposition, de concentration, de variation dans le temps. De plus, les propriétés antagonistes ou synergiques des différentes substances présentes dans le milieu naturel rendent l’évaluation de leurs effets biologiques encore plus complexe.


Il n’existe pas à ce jour de suivi véritable des flux de contaminants chimiques à la mer. Certains indicateurs spécifiques sont développés pour évaluer les rejets de quelques substances particulières (METOX pour les métaux, AOX pour les composés organiques halogénés, MI pour les matières inhibitrices). Ils ne sont cependant bien souvent pas, ou partiellement, renseignés (STEP, industries, Cours d’eau).

Pour pallier ce manque de données permettant de quantifier ce type de pression, il a été choisi d’utiliser les données d’état comme proxy de pression (méthodologie DPSIR). Pour les contaminants qui ne peuvent pas être produits de manière naturelle, les concentrations retrouvées dans le milieu marin reflètent l’importance de cette pression anthropique, toutes sources confondues.

Les données d’état utilisées dans le cadre de cette étude proviennent du projet PEPS Méditerranée de 2008 (Gonzalez et al., 2009) et de campagnes de mesures en 2009 (Andral et al., 2010, Gonzalez et al., 2011).

La contamination chimique des masses d’eau est dosée dans deux types de matrices en Méditerranée : la matière

vivante5 (les moules, Mytilus galloprovincialis), et l’eau6 (échantillonneurs passifs).

Sur la matière vivante, la surveillance est réalisée dans le cadre du Réseau intégrateur biologique (RINBIO). Les moules sont stabulées dans des stations artificielles et immergées deux mois et demi. Les concentrations brutes en contaminants obtenues sont ajustées lorsqu’il existe une relation significative entre l’indice de condition (rapport poids sec de chair sur poids sec de coquille, afin d’intégrer l’influence de la physiologie des organismes sur la bioaccumulation de ces substances. Puis à partir de ces concentrations et grâce aux facteurs de bioconcentration des différentes substances, les concentrations équivalentes dans l’eau sont calculées. Ces données, calculées pour le rapportage DCE 2009, ont été utilisées dans le cadre de cette étude.

5 Andral B., Tomasino C., 2010c. RINBIO 2009. Evaluation de la qualité des eaux basée sur l'utilisation de stations

artificielles de moules en Méditerranée : résultats de la campagne 2009. 6 Gonzalez J.-L., Budzinski H., Tapie N., Munaron D., 2009. PROJET PEPS Méditerranée (Pré étude: Echantillonnage

Passif pour la Surveillance de la contamination chimique). 71p. et Gonzalez J.-L, Munaron D., Andral B., Sargian P., Tomasino C., Guyomarch J., Van Ganse S., 2011. Campagne DCE 2009 : Utilisation des échantillonneurs passifs (DGT, POCIS, SBSE) pour l'évaluation au titre de la DCE de l'état chimique des eaux côtières méditerranéennes. 52p.

74


Dans le cas du support eau, les données des échantillonneurs DGT (Diffusive Gradients in Thin films pour les composés métalliques) et SBSE (Sti Bar Sorptive Extraction pour les composés organiques hydrophobes) ont été utilisées (valeurs moyennes par station). Les données issues des échantillonneurs POCIS (Polar Organis Chemical Integrative Sample, pour les composés organiques hydrophiles) n’ont pas été prises en compte car la conversion en concentration dans l’eau a été réalisée, en 2008 et 2009, en utilisant des taux d’échantillonnages issus de la littérature, donc pas véritablement proches des conditions d’exposition réelles

5.


Echantillonneurs passifs : DGT 2008 et 2009, SBSE 2009

RINBIO : 2009


Les données étant directement disponibles par masse d’eau (une station de mesure par ME), aucun regroupement de données n’a été réalisé. Toutes les masses d’eau de l’étude ne sont pas évaluées :

CodeME DC01 DC02a DC02b DC02c DC02d DC02e DC02f DT21 DC04 DC05 DC06a DC06b DC07a DC07b DC07c DC07d DC07e

DGT

20082009 √ √ × √ × × √ √ √ √ × × √ √ × × √

SBSE 2009 √ √ × √ × √ √ √ √ √ √ √ √ √ × × √ RINBIO

2009 √ √ × √ × √ √ √ √ √ √ √ √ √ × × √

CodeME DC07f DC07g DC07h DC07i DC07j DC08a DC08b DC08c DC08d DC08e DC09a DC09b DC09c DC09d DC10a DC10b DC10c

DGT

20082009 × √ √ × × √ × × √ × √ × × × √ × ×

SBSE

2009 × √ √ × × √ × × √ × √ √ × √ × × √

RINBIO

2009 × √ √ × × √ × × √ × √ √ × × × × √

CodeME EC01ab EC01c EC01d EC01e EC02ab EC02c EC02d EC03ad EC03b EC03c EC03eg EC03f EC04ac EC04b

DGT

20082009 √ √ √ × √ √ √ √ √ × √ √ √ √

SBSE

2009 √ √ √ × √ √ √ √ √ √ √ √ √ √

RINBIO

2009 √ √ √ × √ √ √ √ √ √ √ √ √ √

Dans le cas des échantillonneurs passifs retenus (DGT et SBSE), les contaminants ou sommes de contaminants suivants ont été conservés :

• Les différents métaux mesurés : Argent, Cadmium, Cobalt, Chrome, Cuivre, Nickel, Plomb, Zinc,

• Somme des HAP mesurés de la liste des substances prioritaires DCE : Naphtalène, Anthracène, Fluoranthène, Benzo(b)fluoranthène, Benzo(k)fluoranthène, Benzo(a)pyrène, Indéno(1,2,3,-cd)pyrène, et Benzo(g,h,i)pérylène,

• Somme de tous les HAP mesurés : liste précédente + Benzothiophène, Biphényl, Acénaphtylène, Acénaphtène, Fluorène, Dibenzothiophène, Phénantrène, Pyrène, Benzo(a)anthracène, Chrysène, Benzo(e)pyrène, Pérylène, Dibenzo(a,h)anthracène,

• Somme de tous les PCB mesurés : congénères numéros 7, 28, 35, 52, 101, 105, 118, 135, 138, 153, 156, 169 et 180,

• PCB 153,

• DD,T

• Somme des pesticides cyclodiène de la liste des substances prioritaires DCE : Aldrine, Isodrine, Dieldrine, Endrine,

• Somme des pesticides mesurés de la liste des substances prioritaires DCE : Hexachlorocyclohexanes (AlphaBHC, BetaBHC, GammaBHC, DeltaBHC), Aldrine, Endosulfan, Isodrine, Dieldrine, Endrine, Alachlore, Atrazine, 4,4'_DDE, 4,4'_DDD, 2,4'_DDT et 4,4'_DDT,

• Somme de tous les pesticides mesurés : liste précédente + Diazinon, Metolachlore, Metazachlore, Endosulfan sulfate, 2,4'_DDE et 2,4'_DDD.

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Echantillonneurs passifs :

DGT

Titre du champ Description

CodeME Code de la masse d'eau

Station Nom de la station de mesure

Annee Année

ProfDGT_m Profondeur de pose du DGT (en mètre)

lon_dd_w84 Longitude de la station (en degré décimaux, WGS84)

lat_dd_w84 Latitude de la station (en degré décimaux, WGS84)

Ag_ngL

Cd_ngL

Co_ngL

Cr_ngL

Cu_ngL

Ni_ngL

Pb_ngL

Zn_ngL

Concentration en Argent, Cadmium, Cobalt, Chrome, Cuivre, Nickel, Plomb et Zine (en ng/L)

SBSE

Titre du Champ Description


Station Nom de la station de mesure

Date_SBSE Date de pose de l'échantillonneur

lon_dd_w84Corinne Longitude de la station (en degré décimaux, WGS84)

lat_dd_w84Corinne Longitude de la station (en degré décimaux, WGS84)

HAPDCE_ngL Somme des concentrations en HAP de la DCE (en ng/L)

HAP_ngL Somme des concentrations en HAP mesurés (en ng/L)

PCBs_ngL Somme des concentration en PCB mesurés (en ng/L)

PestCyDCE_ngL Somme des concentrations en pesticides cyclodiènes de la DCE : Aldrine, Dieldrine, Endrine, Isodrine(en ng/L)

PestDCE_ngL Somme des concentrations en pesticides de la DCE (en ng/L)

Pest_ngL Somme des concentrations en pesticides mesurés (en ng/L)

Pour le biote, la table des rapports DCE 2009 a été directement reprise.

Attention, sous ArcGIS, dans les tables attributaires, les cases vides des champs numériques sont automatiquement remplacés par des 0, hors cela ne signifie pas l’absence de contaminants mais leur non détection (notion de seuil de détection).

− Actualisation :

Mise à jour des données de contamination (en particulier résultats campagne surveillance DCE 2012).

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Population des communes littorales

− Description Pression7 :

Les communes littorales françaises hébergent plus de six millions de résidents permanents. Cela représente une densité de population 2,5 fois supérieure à la moyenne métropolitaine. Le littoral méditerranéen continental est particulièrement marqué par la présence de communes importantes (aucune de moins de 500 habitants).

La pression de l’artificialisation des sols (construction de logements, agrandissement des zones industrielles et portuaires, création de zones de loisirs…) est donc très forte, augmentant avec la proximité du rivage : à moins de 500m des côtes, les territoires artificialisés sont 5,5 fois supérieurs à la moyenne métropolitaine.

Sur la façade méditerranéenne française, la densité de population est d’environ 360 habitants par km². Elle est supérieure à la moyenne du littoral métropolitain (1,3 fois plus). Les régions ne sont toutefois pas homogènes, puisque les densités sont bien plus élevées dans les communes littorales de PACA (725 hab./km²), par rapport à celles du Languedoc-Roussillon (247 hab./km²) et a fortiori de Corse (63 hab./km²).

D’après les dernières estimations de l’INSEE, cette situation devrait perdurer, voire s’amplifier, puisque les populations des départements littoraux devraient croître nettement (environ 20% sur la façade méditerranéenne).

Cette situation démographique des communes littorales génère des pressions importantes et multiples sur les masses d’eau côtières. Ces concentrations de populations et d’activités humaines sont en particulier sources de rejets polluants localisés ou diffus (STEP, ruissellement urbain, macro-déchets...) et responsables de modifications des caractéristiques hydrodynamiques et morpho-sédimentaires des masses d’eau (artificialisation de trait de côte).


Les populations des communes littorales des masses d’eau constituent une métrique aisément renseignable et.représentative de ces multiples pressions

Bien que certaines des pressions liées à la démographie sont déjà prises en comptes dans d’autres métriques ciblées dans le cadre de cette étude (artificialisation du littoral, surfaces urbanisées, rejets de STEP...), nous avons choisi d’inclure cet indicateur du fait de l’existence de données homogènes et directement disponibles.

L’INSEE met en effet à disposition sur son site web l’ensemble des résultats des recensements nationaux. Ainsi, les données sur la structure des populations des communes françaises en 2009 ont été téléchargées sur :

http://www.insee.fr/fr/themes/detail.asp?reg_id=99&ref_id=base-cc-evol-struct-pop.


Données INSEE 2009


A partir du fichier de l’INSEE, seules les informations correspondant aux communes des départements littoraux de PACA, LR et Corse ont été conservées.

Sous ArcMap 10, cette table a été jointe à la couche des communes de l’IGN (base GEOFLA®) via le code INSEE des communes (Marseille étant découpée en arrondissements. Les données de population ont été préalablement ajoutées dans la table des communes).

A partir de cette couche, les communes ayant une bordure littorale ont été sélectionnées (outil « Sélection par entités » : polygones se situant à 50m des masses d’eau côtières). A cette sélection, les communes ayant leur centroïde dans les zones tampons de 5km autour des masses d’eau ont été ajoutées (même outil).

En conservant cette sélection active, nous avons utilisé l’outil « Jointure spatiale » (ArcToolBox Outils d’analyse / Superposition) afin d’affecter à chaque commune le code de la masse d’eau la plus proche (opération de jointure « JOIN_ONE_TO_ONE », Opération de correspondance « CLOSEST »). On obtient ainsi une nouvelle couche qui regroupe les communes littorales et ayant leur centroïde à l’intérieur des zones tampons des masses d’eau avec, dans la table attributaire, les données INSEE et un champ reprenant le code de la masse d’eau la plus proche.

Par cette méthode, certaines petites masses d’eau n’ont été affectées à aucune commune (FRDC02c, FRDC09a, FREC03b, FREC03c, FREC03f). Nous avons choisi de leur affecter à la main la commune la plus proche, en copiant/collant l’entité correspondante. Ces communes sont donc affectées plusieurs fois (Agde, Antibes et Porto-

7 Sources : INSEE et http://www.onml.fr/fiches/, consulté en janvier 2013

77


Vecchio présentes deux fois et Bonifacio trois fois). Ainsi toutes les masses d'eau sont soumises à cette pression, ce qui correspond plus à la réalité.

La table attributaire de cette couche a ensuite été exportée sous Excel, afin de sommer pour chaque masse d’eau la population correspondante.



EU_CD Code masse d'eau

INSEE_COM Code INSEE de la commune

NOM_COMM Nom de la commune

Region Code région

DPT Code département

Pop2009 Population en 2009 (INSEE)

Pop1999 Population en 1999 (INSEE)

Superf Superficie en km² (INSEE, source "DGI, service du cadastre")

DensPop09 Densité de population en 2009 calculé à partir de Pop2009 et Superf

DensPop99 Densité de population en 1999 calculé à partir de Pop2009 et Superf

− Actualisation :

Mise à jour des données de population (données INSEE plus récente). Si les bassins versants des masses d’eau sont délimités, sélection des communes des BV et pas des zones tampons.

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Artificialisation littorale


L’attractivité importante que représente le littoral méditerranéen français et l’urbanisation intense qui en a résulté a conduit et conduit encore à la construction d’aménagements littoraux, empiétés sur le milieu marin, aux fonctions diverses. On distingue en particulier :

• la protection de la ligne de côte contre l’érosion (épis, digues),

• la continentalisation de zones marines littorales (polders),

• la construction de ports ou de surfaces d’accueil pour la navigation.

Ces constructions réalisées sur le domaine marin détruisent de manière irréversible les habitats présents. Cette pression est ainsi considérée comme une des plus importantes sur les écosystèmes des zones côtières, surtout lorsque le plateau continental est réduit, comme c’est le cas sur la façade méditerranéenne française. Le long de ces côtes, en particulier en région PACA et Corse, certains écosystèmes riches en biodiversité sont en effet situés à proximité du trait de côte et ne peuvent se développer très au-delà (herbiers de posidonies). Ainsi toute construction, même réduite, a un impact négatif direct sur ces habitats et communautés. Une grande densité d'ouvrages gagnés sur la mer, sur des surfaces de petits fonds exiguës, représente une atteinte quantitativement majeure sur les milieux sous -marins.

De plus les aménagements littoraux peuvent modifier sensiblement l’hydrodynamisme local. L’emprise des impacts potentiels est ainsi étendue aux zones alors soumises à une sédimentation accrue (étouffement, colmatage des habitats) et à celles qui à l’inverse présentent un déficit de sédimentation (érosion, fragilisation des habitats).


Deux métriques ont été choisies pour évaluer cette pression : le taux d’artificialisation du trait de côte et les surfaces gagnées sur la mer. Ces deux métriques permettent l’évaluation de tous les types d’aménagements littoraux (ports, terre-pleins, épis, appontements...) par rapport au littoral initial ou en terme d’empiètement sur les masses d’eau.

Les données de la base MEDAM ont été utilisées pour renseigner ces métriques. L'observatoire MEDAM (Côtes MEDiterranéennes françaises. Inventaire et impact des AMénagements gagnés sur le domaine marin) répertorie, sur les côtes méditerranéennes françaises, les aménagements construits sur la mer. L’ensemble des données et la méthodologie sont disponibles en ligne sur le site medam.org. Les données des deux métriques choisies peuvent directement être obtenues par masse d’eau.

Le taux d’artificialisation est le rapport entre le trait de côte du littoral artificialisé, devant lequel des constructions ont été réalisées et le trait de côte initial. Les contours des aménagements ne sont pas pris en compte.

Les surfaces gagnées sur la mer regroupent les surfaces recouvertes (emprise directe) et, dans le cas des ports, les surfaces de plans d’eau artificiellement créées (zones enclavées).


Les données ont été reprises de medam.org fin 2012.


Sur MEDAM, les données sont déjà rapportées à la masse d’eau. Aucun traitement n’a donc été effectué.




Artif_% Taux d'artificialisation total

SGagn_ha Surface totale gagnée sur la mer

− Actualisation :

Mise à jour des données via le site MEDAM.org (qui est régulièrement mis à jour).

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Ports


La densification de population des communes littorales et l’attractivité touristique ont favorisé la construction et l’extension des ports sur la façade méditerranéenne française.

On distingue généralement différents types d’activités portuaires : le transport de marchandises (fret), le transport de passagers, la plaisance, la pêche professionnelle ou les activités militaires.

Le Grand Port Maritime de Marseille est le plus grand port français en matière de trafic de marchandise. Le port de Toulon est le premier port militaire. La façade méditerranéenne française, représente 30 % des mouvements de passagers par le trafic maritime, au niveau national, soit environ 10,3 millions de passagers, principalement en raison des liaisons avec la Corse et l’Afrique du Nord (à partir de Bastia, Marseille, Nice, Ajaccio et Toulon). Elle regroupe également 40% des immatriculations françaises d’embarcations de plaisance et dispose de plus de 184 ports et installations de plaisances.

Les installations portuaires gagnées sur le milieu marin induisent les mêmes types de pressions que l’ensemble des aménagements littoraux : destructions directes, modification de l’hydrodynamisme impliquant une modification de l’équilibre sédimentaire autour de l’emprise. Le trafic maritime concentré par les grands ports sont de plus responsables d’une remise en suspension de matières et augmentent la turbidité de l’eau. D’autre part, en fonction de leur importance et des modes de gestion, les ports peuvent aussi représenter une source de pollution localisée (plans d’eau relativement confinés) ou plus diffus (liée à la navigation), notamment via les rejets d’eaux usées et de déchets, les peintures antisalissures, les opérations de carénage.


Bien que cette pression soit déjà prise en compte dans les métriques liées à l’artificialisation du littoral (tous types d’aménagements), nous avons choisi de cibler une métrique supplémentaire pour caractériser cette pression spécifique.

Nous avons utilisé les premiers résultats d’un travail récemment mené par l’UMR ESPAC, de l’Université de Nice-Sophia Antipolis (équipe de Pierre-Alain Mannoni ; étude en cours avec le soutien de l’Agence de l’Eau Rhône Méditerranée et Corse) sur les ports français de Méditerranée. Ce travail, basé notamment sur la base de données MEDAM, s’est appliqué à recenser et cartographier les sites portuaires français méditerranéens en considérant tout espace ayant une fonction de stationnement d’unité (plans d’eau et embarcadères). Nous avons en particulier utilisé les informations sur le nombre de places (anneaux) des ports, issues du Bloc marine Méditerranéen 2012, bien que cette donnée ne soit pas renseignée pour tous les sites (sites portuaires absents du dans le Bloc Marine).


Bloc Marine Méditerranée de 2012, travail réalisé par l’UMR ESPACE, Université de Nice-Sophia Antipolis


La couche des ports nous a été transmise par Pierre-Alain Mannoni (Université de Nice-Sophia Antipolis). A noter que pour un grand nombre de site portuaire identifié, le nombre de places n’est pas renseigné (sites portuaires absents du Bloc Marine).

A chaque port, la masse d’eau la plus proche a été affecté grâce à l’outil d’ArcMap 10 « Jointure spatiale » (ARcToolBox : Outils d’analyse / Superposition) effectué sur la couche des ports (cible) à la couche des masses d’eau DCE (Opération de correspondance « CLOSEST »). A partir de la table obtenue, sous Excel, le nombre de place total par masse d’eau a été calculé.


L’ensemble des 41 champs de la couche d’origine ont été conservées regroupant notamment diverses informations sur la localisation (pays, région, département...) et sur le site portuaire (codes, type, classe...). Cependant, seul le champ « places » a été utilisé. Nous ne rapportons donc pas ici les champs de la couche. La table finale reprend simplement les codes des masses d’eau et le nombre total de places des ports.

− Actualisation :

Mise à jour du nombre de places des ports (Bloc Marine Méditerranée plus récent).

8 Source : Cumunel, C., Guinguand, A., 2011. Transport maritime et ports DCSMM/EI/AES/MO. Evaluation initiale DCSMM – Contribution thématique C.1.14.

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Zones de mouillages


Dans un contexte d’accroissement des populations côtières et d’attrait des rivages maritimes, les principales pressions générées par les zones de mouillages sur le milieu marin sont engendrées par la concentration spatiale et temporelle de cet usage. De nombreuses activités ont en effet recours au mouillage forain : la plaisance, la plongée et la chasse sous-marine, la pêche récréative, etc.

Le mouillage des bateaux est une source de dégradation directe des habitats, notamment des herbiers de phanérogames marines. A chaque manœuvre ou sous l’effet de la houle et du vent, l’ancre et la chaîne sont susceptibles d’arracher ou d’éroder des éléments du fond et la faune ou la flore fixée. D’autre part la concentration des bateaux sur les zones de mouillages peut également représenter une source de pollution par le rejet des eaux grasses ou des eaux usées et de déchets.

Les zones où le mouillage est important sont donc potentiellement fragilisées.


Depuis 2010, un observatoire aérien des usages en mer, MEDOBS sur l’ensemble de la façade méditerranéenne française a été mis en place par une association d’aviation et l’Agence de l’Eau Rhône Méditerranée & Corse. De nombreuses informations sur les activités en mer, en particulier les zones de mouillages, sont répertoriées, photographiées et géoréférencées en vol.

Nous avons ainsi utilisé les cartographies des zones de mouillages réalisées au cours des vols de 2010, 2011 et 2012, et transmises par l’Agence de l’Eau. La datation des zones de mouillages n’étant pas disponibles sur le fichier transmis, nous avons considéré l’étendue maximum, par masses d’eau, des zones de mouillages sur ces trois années.


2010 à 2012


Le fichier (« medobs_usages ») transmis par l’Agence en kml, a été onverti pour une utilisation sous ArcGIS.

Nous avons uniquement utilisé, dans le cadre de cette étude la couche de polygones, correspondant aux zones de mouillages, présente dans ce kml.

Il a tout d’abord été nécessaire de corriger des erreurs sur cette couche : à la main fermeture de certains polygones en Corse et utilisation de l’outil « Réparation des géométries » (Arctoolbox : Gestion de données / Entités).

Afin d’obtenir les étendues maximum des zones de mouillages superposées, nous avons fusionné l’ensemble des polygones (Arctoolbox : outil « Fusionner » dans Gestion de données / Généralisation). Puis, pour obtenir des surfaces par masse d’eau, certaines zones de mouillages en chevauchant plusieurs, nous avons découpé la couche des masses d’eau par cette couche des zones de mouillages fusionnées (voir illustrations à la suite). On obtient ainsi une couche de polygones dont les champs sont ceux de la couche des masses d’ea, mais dont les entités reprennent les surfaces maximums des zones de mouillages à l'intérieur des masses d'eau (voir illustration ci-dessous).

Nous avons alors finalement supprimé les champs peu utiles de cette couche, ajouté un champ reprenant les surfaces des zones de mouillages et un autre pour le taux d’occupation (rapport entre surface des zones de mouillage et surface des masses d’eau).

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A noter qu’il aurait été intéressant d’utiliser le nombre de bateau maximum présent au mouillage sur ces zones. Cependant, ce type de données n’était pas directement utilisable sur le fichier transmis. Des questions techniques restent à résoudre (nombre maximum de bateaux sur l’ensemble des zones de mouillages d’une ME ou extraction du nombre maximum de bateau sur chaque zone de mouillage puis somme par masse d’eau avec nécessité de définir et d’isoler les zones de mouillages à partir des polygones superposés).


Titre du Champ Description

EU_CD Code masse d'eau DCE

ZMouillageMax_ha Surface maximum des zones de mouillage dans les masses d'eau

ZMouillageMax_% Taux d'occupation maximum des zones de mouillage sur les masses d'eau

− Actualisation :

Mise à jour des zones de mouillages (campagne MEDOBS plus récente). Intégration du nombre maximum de bateaux observés au mouillage par zone : choix d’une nouvelle métrique.

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Pêche professionnelle


Avec plus de 15% de la production totale européenne en valeur, la France métropolitaine se situe au troisième rang des pays pêcheurs en Europe, derrière l’Espagne et l’Italie.

Sur la façade Méditerranéenne française, cette activité a mobilisé en 2010, 1545 navires développant une puissance totale de plus de 145 000 kW et embarqué 2 259 marins. Cette flotte représente près de 30% des navires et de la puissance totale de France. Elle est caractérisée par une prédominance des navires de moins de 10 mètres (80 % de la flotte) et par une majorité de navires de plus de 25 ans. En terme d’effort de pêche de la flotte, celui-ci se concentre principalement dans les eaux côtières, plus précisément sur la bande côtière des 3 milles nautiques (plus de 55% des navires).

L’activité de pêche exerce sur le milieu marin des pressions de différentes natures :

− des pressions biologiques par le prélèvement d’espèces, ciblées ou non, qui diminue les stocks et perturbe potentiellement les équilibres trophiques (diminution de la présence des prédateurs, des individus adultes...),

− des pressions de type physique par l’utilisation de certains engins traînants (chaluts dragues, ganguis) qui notamment détruisent le substrat, remettent en suspension des sédiments (et ce tout au long de l’année) et déplacent les organismes,

− des pressions de type contamination chimique du milieu (opérations illégales de dégazages ou déballastage, peintures antisallissures...) ou rejets potentiels de macro déchets.


Pour évaluer cette pression, nous avons utilisé les données du Système d’Informations Halieutiques (SIH). Ce projet, coordonné par l’Ifremer, centralise les données nationales sur la pêche professionnelle (fichiers « flotte de pêche communautaire », déclaration d’activités et de captures, enquêtes, campagne à la mer). Nous avons extrait l’ensemble des données du fichier flotte de pêche communautaire et activités annuelles de la façade méditerranéenne française.

Nous avons en particulier utilisé les informations liées :

• aux ports d’exploitation (localisation, libellé, code),

• aux navires (type de sous flotille Ifremer),

• à l’effort de pêche (rayon d’action, nombre de mois d’activité).

L’approche utilisée pour affecter cette pression aux masses d’eau est « terrestre », basée sur la localisation des ports d’exploitation des navires de pêche et non sur les zones de pêche. Cette approche est en effet aisée à mettre en œuvre à partir du fichier du SIH. Cependant le calcul de la métrique intègre tout de même des éléments de spatialisation maritime en prenant en compte le rayon d’action des navires.

Les métriques choisies pour caractériser cette pression sont ainsi : le nombre de mois d’activités de l’ensemble des navires et celui des navires exerçant la pêche aux arts traînants (hors senne) dont le rayon d’action est inférieur à 3 milles nautiques.


Données SIH 2010, extraites en novembre 2012.


Dans le fichier extrait du SIH, chaque navire est rattaché à un port d’exploitation, identifié par un code. Préalablement au calcul des métriques, nous avons donc utilisé la couche SIG des ports de l’Ifremer pour les affecter aux masses d’eau. Sous ArcMap 10, la couche des masses d’eau côtières DCE (et Delta du Rhône) a été jointe à cette couche des ports en utilisant l’outil Jointure spatiale (ArcToolBox Outils d’analyse / Superposition) avec comme correspondance la ME la plus proche (« CLOSEST »). La table attributaire de la nouvelle couche créée, regroupant les ports d’exploitation (libellé, code et coordonnées de localisation) et pour chacun le code de la masse d’eau la plus proche, a ensuite été exportée sous Access.

9 Sources : SIH, 2010. Activité 2010 des navires de pêche de la façade Méditerranée. Synthèse 10p.

et Daurès et al., 2011. Pêche professionnelle DCSMM/EI/AES/MO. Evaluation initiale DCSMM – Contribution thématique C.1.12.2. 21p.

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Sous Access, après avoir importé le fichier flotte 2010 du SIH, nous avons créé une table regroupant uniquement les ports d’exploitation présents.

Cette table a ensuite été croisée, via le code des ports, à la table issue de la jointure des ports et masses d’eau. Nous obtenons ainsi une nouvelle table avec l’ensemble des ports d’exploitation du fichier SIH 2010, les informations de localisation et les masses d’eau affectées. Cependant, la couche SIG des ports utilisée n’étant pas complète (absence de codes d’identification, ports manquants), certains ports d’exploitation du SIH ne sont pas affectés à une masse d’eau côtière de cette façon. Nous avons donc repris cette table à la main pour vérifier et compléter le champ masse d’eau.

Ensuite cette table des ports d’exploitation affectés aux masses d’eau, a été croisée à la table flotte 2010 du SIH. A partir de ce croisement, et uniquement sur les navires dont le rayon d’action est inférieur à 3 milles nautiques (champ « RA_ACT_LIB » : code = 2, ‘étang et < 3milles’ ; code = 3, ‘<3 milles’ ; code = 6, ‘mixte’), nous avons sommé par masse d’eau le nombre de mois d’activités de l’ensemble des navires de pêche et celui des navires pratiquant les arts traînants (sélection via le champ « S_S_FLOTILLE_IFREMER » : *Chalut* ou *Drague* ou *Ganguis*).

Cette table finale, regroupe donc par masse d'eau les deux métriques choisies.


L’ensemble des ports d’exploitation présents dans le fichier du SIH, n’étant pas localisés, nous n’avons pas de couche SIG spécifique pour cette pression.


CodeME Code masse d'eau DCE

Total_MoisAct Nombre de mois d'activité de l'ensemble des navires des ports d'exploitation affectés à la ME, dont le rayon d'action est < à 3mn

Chaluts_MoisAct Nombre de mois d'activité des chalutiers des ports d'exploitation affectés à la ME, dont le rayon d'action est < à 3mn

Dragues_MoisAct Nombre de mois d'activité des navires pratiquant la drague des ports d'exploitation affectés à la ME, dont le rayon d'action est < à 3mn

Ganguis_MoisAct Nombre de mois d'activité des ganguis des ports d'exploitation affectés à la ME, dont le rayon d'action est < à 3mn

ArtsTrainants_MoisAct Nombre de mois d'activité de l'ensemble des navires pratiquants les arts traînants (chaluts, dragues, ganguis) des ports d'exploitation affectés à la ME, dont le rayon d'action est < à 3mn

− Actualisation :

Mise à jour des données SIH (année plus récente). Utilisation des données d’enquêtes regroupant des informations sur les captures (nouvelle métrique).

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Aquaculture


Du fait notamment des problématiques de surpêche de certaines espèces et de l’augmentation des besoins en protéines animales, l’aquaculture est, au niveau mondial, le secteur de production alimentaire animal qui connaît la plus forte croissance. En 2008, elle fournissait dans le monde plus de 75 % des poissons d'eau douce, près de 65 % des mollusques, plus de 45 % des crustacés et environ 2,5 % des poissons d'eau de mer consommés par l'homme.

En France, la conchyliculture représente de loin le premier secteur d’aquaculture marine, rassemblant plus de 90 % du chiffre d’affaires et des emplois en 2009 (secteurs grossissement et écloserie confondus, enquête DPMA). Les principales productions de coquillages sont issues de l’ostréiculture et de la mytiliculture, les productions d’autres coquillages étant plus marginales. Le deuxième secteur est la pisciculture marine (7 % du chiffre d’affaires en 2009), productrice de bar, daurade, maigre, turbot et salmonidés. Il est cependant bien moins développé en France que dans beaucoup de pays voisins (Espagne et Italie notamment).

L’aquaculture marine revendique un rôle de sentinelle de la qualité du milieu marin. Elle est en effet très sensible à la dégradation de ce milieu, qu’elle soit causée par des pollutions chroniques de nature organique, chimique, microbiologique (issues de l’agriculture, des industries, du nautisme, des effluents urbains…) ou par des pollutions accidentelles (marées noires).

Mais, cette activité est elle-même une source de pressions pour le milieu marin. La présence de surfaces aquacoles génère au niveau des infrastructures d’élevage et à leur proximité une augmentation de l’opacité et de la sédimentation et, dans le cas de la pisciculture, un accroissement du taux de matières organiques et de nutriments dans la colonne d’eau et au fond (risque d’eutrophisation). L’activité peut également être source de contaminants chimique, par utilisation de produits antiparasites, d’antibiotiques et responsable de dissémination d’agents pathogènes dans le milieu (bactéries, virus), d’espèces invasives ou d’élevages (échappements). Certaines de ces pressions sont d’autant plus importantes que les surfaces aquacoles sont souvent pratiquées dans des zones abritées, où l’hydrodynamisme est faible.


Nous avons utilisé les travaux réunis ou réalisés par l’Ifremer dans le cadre du Schéma Régional de Développement de l’Aquaculture Marine (SRDAM).

L’élaboration des SRDAM est prévue par la loi n° 2010-874 du 27 juillet 2010 de modernisation de l’agriculture et de la pêche (article L.923-1-1 du Code rural et de la pêche maritime). Ils ont pour objectif de recenser les sites existants et les sites propices au développement de cette activité. Le décret du 26 juillet 2011 et la circulaire du 2 août 2011 de la Direction des pêches maritimes et de l’aquaculture en a précisé les modalités d’élaboration et a lancé leur mise en œuvre.

Sur la façade méditerranéenne, La DIRM et l’Ifremer ont identifié les sites existants et ceux propices au développement de l’activité aquacole.

Dans le cadre de cette étude nous avons repris les informations du recensement des sites existants. Ces données, réunies par l’Ifremer, proviennent des Directions Départementales des Territoires et de la Mer (DDTM). Deux couches SIG ont été utilisées : une regroupant les points de localisation en mer des différentes sociétés piscicoles ; une regroupant les surfaces des zones conchylicoles.

Les surfaces des zones piscicoles n’étant pas disponibles, nous avons choisi comme métrique le nombre de sociétés exploitantes par masse d’eau. Cependant cette métrique n’est pas véritablement représentative de la pression (une société pouvant exploiter une surface très importante ou à l’inverse réduite). L’inventaire des surfaces piscicoles serait donc intéressant.


Recensement effectué en 2011

10 Sources : FAO, 2010. La situation mondiale des pêches et de l'aquaculture 2010. 224p.

et Girard S., 2011. Aquaculture DCSMM/EI/AES/MO. Evaluation initiale DCSMM – Contribution thématique C.1.12.1. 20p.

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Nous avons effectué une jointure spatiale entre chacune des 2 couches, recensant les exploitations piscicoles, les surfaces conchylicoles et la couche des masses d’eau DCE (ArcToolBox Outils d’analyse / Superposition) pour affecter à chacune des entités le code de la ME la plus proche (option de correspondance « CLOSEST »).

Les tables attributaires des deux couches ainsi obtenues sont exportées sous Excel. Le nombre de sites aquacoles par masse d’eau a ensuite été calculé (tableau croisé dynamique).



CodeME Code masse d'eau

Aquac_nb Nombre de sites aquacoles présents

Pisci_nb Nombre d'exploitants piscicoles présents

Conchy_nb Nombre de surfaces conchylicoles présentes

− Actualisation :

Mise à jour du recensement des zones aquacoles. Délimitation des surfaces des zones piscicoles (les surfaces actuelles dédiées à la conchyliculture sont déjà connues) pour calculer le pourcentage d’occupation de l’activité aquacole sur chaque masse d’eau (nouvelle métrique).

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Clapage de sédiment


La sécurisation de la navigation maritime et le maintien de l’accès aux ports nécessitent bien souvent des opérations de dragage de sédiments. En France, ces opérations représentent annuellement environ 50 millions de tonnes de sédiments dragués. Il existe deux types de dragage : ceux d'entretien (quasi-permanents et réguliers) qui consistent à entretenir les ports et leurs voies d'accès ; les dragages réalisés à l'occasion de travaux ponctuels. Le dragage et l’ensemble des opérations liées (évacuation des produits) sont strictement réglementés par le code de l'environnement.

L’immersion des produits de dragages est la méthode d’évacuation la plus répandue en France (96% en 2009). Cela consiste soit à rejeter les sédiments en surface (clapage, surverse ou refoulement) soit près du fond (refoulement en conduite). Ces rejets localisés constituent une source de pression pour les éléments de qualité biologique.

Cet apport important de matières peut provoquer étouffement et colmatage des habitats et communautés (en particulier la macrofaune benthique de substrat meuble). Les produits de dragages peuvent également contenir des contaminants chimiques, en particulier liés aux activités portuaires (métaux, composés de peintures antisalissures) qui sont alors disséminés dans le milieu.

Sur la façade méditerranéenne cette pression n’est pas très répandue. Le total des sédiments dragués ne représente en effet qu’environ 7% des quantités draguées en France et seuls 4 sites d’immersions ont été utilisés en 2009.

A noter que la réalisation de travaux dans le Grand Port Maritime (GPM) de Marseille a entraîné la mobilisation de quantités bien plus importantes de sédiments que les années précédentes. Les quantités de matières sèches immergées ont ainsi été multipliées par plus de 10 entre 2006 et 2009.


Le Centre d’Etudes Technique et Maritimes et Fluviales (CETMEF) réalise chaque année une enquête exploitant l’ensemble des données relatives aux opérations de dragage notamment pour le rapportage de Conventions internationales (Londres 1972 , OSPAR 1992, et Barcelone 1976).

La localisation des sites d’immersion (soumis à autorisation préfectorale) et les quantités de sédiments immergées annuellement sont ainsi rassemblées. Les données de la façade méditerranéenne française ont été reprises du rapport correspondant à 2009,.


2009


En 2009, seuls 4 sites d’immersion ont été utilisés. Les données ont donc pu être traitées à la main, simplement à partir du rapport Enquête Dragage 2009 du CETMEF.

A partir du rapport du CETMEF, nous avons identifié les masses d’eau dans lesquels ont été effectuées ces immersions. Nous avons ensuite repris les données de quantités de matières sèches du rapport et nous les avons sommées par masse d’eau.



CodeME Code masse d’eau

Sed2009_t Quantité de sédiment immergé en 2009 en tonnes

− Actualisation :

Mise à jour des données de clapage de sédiment (enquête dragage du CETMEF plus récente).

11 Sources : Le Guyader C., 2011. Apport de substances dangereuses par le dragage et le clapage. DCSMM/EI/MO. Evaluation initiale DCSMM – Contribution thématique B.4.1.5. et CETMEF, 2012. Enquête « Dragage 2009 » – Synthèse des données. Ministère de l'Écologie, du Développement durable, des Transports et du Logement. Département Environnement et Aménagements.

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ANNEXE 5 : REPRESENTATION CARTOGRAPHIQUE DES PRESSIONS

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