1Ce chapitre concerne la qualité physico-chimique des eaux de l’estuaire de la Gironde. Il repose sur un bilan des connaissances, principalement basées sur des observations régulières et à long terme de la température, de la salinité, de l’oxygène dissous, de la turbidité dans l’estuaire et des matières en suspension dans la Garonne. Après l’introduction de ces paramètres comme indicateurs de la qualité, il comprend deux volets. Premièrement les apports fluviaux liquides et solides sont décrits. Après la présentation de la tendance pluri-décennale à la diminution des débits fluviaux de la Garonne et de la Dordogne, les conditions pour une estimation fiable des flux de matière en suspension sont argumentés. Pour la période 1994-2016, le flux solide moyen à La Réole est de 1 430 000 t an^-1, avec de très fortes fluctuations entre années sèches et humides. Un aspect original concerne l’évaluation des apports de débris végétaux, ignorés jusqu’à peu, mais qui peuvent entraver des activités industrielles qui requièrent la filtration de larges volumes d’eau estuarienne. Le second volet présente les tendances mensuelles des paramètres précités pour la décennie écoulée (période 2005-2015) puis aborde leur évolution. L’analyse de la variabilité saisonnière actuelle et de la modélisation de l’oxygène dissous souligne la nécessité d’actions de gestions adaptées afin de limiter les situations hypoxiques dans les prochaines décennies. Par ailleurs, l’analyse des chroniques de turbidité a notamment permis de définir des indicateurs hydrologiques de la durée de présence et de la concentration du bouchon vaseux dans l’estuaire fluvial.

Introduction

2La Directive-Cadre européenne sur l’Eau (DCE) établit un cadre réglementaire pour la gestion et la préservation des milieux aquatiques, avec pour objectif l’atteinte du bon état écologique. La qualité physico-chimique des eaux est considérée comme un élément support nécessaire à la vie biologique et aux besoins des activités humaines. La qualité des eaux de l’estuaire de la Gironde est influencée à la fois par les apports fluviaux liquides et solides des bassins-versants de la Garonne et de la Dordogne et par la dynamique marine qui conduit à la présence d’un bouchon vaseux. Par ailleurs, il y a aussi l’impact des activités dans l’estuaire même : activités industrielles et touristiques, rejets, processus biogéochimiques et présence de la métropole bordelaise.

I. Quels indicateurs pour qualifier la qualité des eaux de la Gironde ?

3Il est important de disposer d’un panel de paramètres permettant de comprendre et de décrire au mieux le fonctionnement de ce système estuarien, à l’interface continent-océan, qui présente une forte variabilité spatiale et saisonnière. Les paramètres physico-chimiques de base mesurés classiquement sont la salinité, la température, l’oxygène dissous et la turbidité. Ces paramètres participent à l’équilibre global du milieu puisqu’ils interagissent avec les éléments chimiques et l’activité biologique. De ce fait, leur connaissance permet d’identifier rapidement d’éventuelles variations, indicatrices d’une perturbation ou d’une évolution de la qualité des eaux de l’estuaire.

La température

4Le simple fait de connaître la température de l’eau dans un estuaire renseigne sur son état. En effet, la température de l’eau influe sur beaucoup d’autres paramètres. C’est le cas pour l’oxygène dissous : plus la température de l’eau s’élève, plus la quantité d’oxygène dissous diminue. La température de l’eau détermine aussi les plantes et les animaux qui peuvent s’y développer, dans la mesure où tout organisme aquatique a une gamme de température favorable. Au-delà de la variabilité saisonnière de la température des eaux, il est primordial de détecter toute tendance d’évolution à long terme de ce paramètre, en réponse à l’impact du changement climatique (élévation de la température de l’air).

Salinité

5La salinité est la concentration en sels dissous (chlorure de sodium, chlorure de magnésium, sulfate de calcium, etc.) dans l’eau. Cette salinité est sans unité, mais elle est encore souvent exprimée en gramme de sel par litre d’eau (g/l). La salinité océanique est assez constante et d’environ 35. À l’opposé, la salinité dans un estuaire varie en fonction de la localisation, des marées quotidiennes et du volume d’eau douce entrant. Surveiller à long terme la salinité de l’estuaire de la Gironde peut rendre compte d’une éventuelle marinisation à l’échelle de temps pluridécennale.

Oxygène dissous

6L’oxygène dissous est essentiel à la survie des animaux et des plantes qui vivent dans l’eau. La quantité d’oxygène dissous dans l’eau d’un estuaire est le principal facteur qui détermine le type et l’abondance des organismes qui peuvent y vivre. En dessous d’un certain seuil de concentration en oxygène, c’est l’hypoxie (< 2 mg L^-1), voire l’anoxie (0 mg L^-1). L’oxygène dissous est ainsi un paramètre majeur dans le diagnostic de la qualité d’une eau estuarienne.

7L’oxygénation de l’eau provient de deux processus naturels : la diffusion de l’atmosphère et la photosynthèse par les plantes aquatiques. Le mélange des eaux de surface par le vent et les vagues augmente la vitesse à laquelle l’oxygène de l’air peut être dissous ou absorbé dans l’eau. À l’opposé, les bactéries et d’autres organismes décomposeurs consomment l’oxygène dissous pour décomposer la matière organique.

8Comme pour les gaz atmosphériques, la solubilité, ou saturation, de l’oxygène dissous, diminue à mesure que la température et la salinité de l’eau augmentent : par exemple, pour l’eau douce, la concentration est 14,6 mg L^-1 à 0 °C et 8,3 mg L^-1 à 25 °C. Toutefois, dans les milieux aquatiques, il est fréquent d’observer des écarts importants à la valeur théorique de saturation prédite par la température et la salinité. Il y a déficit en oxygène dissous (ou désoxygénation) lorsque la concentration en oxygène dissous mesurée est inférieure à la valeur de saturation théorique. Un appauvrissement en oxygène peut se produire lorsque des apports importants d’éléments nutritifs, provenant généralement de rejets d’eaux usées, stimulent une prolifération excessive de plantes aquatiques (eutrophisation) dont la décomposition peut conduire, dans les cas graves, à des conditions hypoxiques (très faible teneur en oxygène). Une stratification de la colonne d’eau peut aussi conduire à des baisses d’oxygène dans les eaux de fond. Toutefois, les estuaires peu profonds et bien mélangés comme la Gironde sont moins sensibles à ce phénomène parce que l’action des vagues et les schémas de circulation alimentent les eaux de fond. À l’opposé, il peut y avoir sursaturation en oxygène dissous, en général le jour, associée à la présence de plantes aquatiques qui produisent de l’oxygène par photosynthèse.

Turbidité

9La turbidité est définie comme « la réduction de la transparence d’un liquide due à la présence de matières non dissoutes » : plus l’eau est trouble, plus la turbidité est forte. La turbidité est liée à la présence de différents types de particules en suspension : matière organique ou inorganique, plancton et autres micro-organismes. Des eaux turbides limitent la pénétration de la lumière nécessaire à la photosynthèse.

Classification

10L’analyse de la sensibilité de différentes espèces (ou stades) de poissons estuariens aux paramètres physico-chimiques de l’eau a permis de conclure que « la température, avec l’oxygène dissous, sont des facteurs importants de co-détermination de l’établissement de conditions limitantes, voire létales » (Taverny et al., 2009). Ce travail a également permis de proposer une grille de seuils de qualité pour la température, l’oxygène dissous, la salinité et la turbidité (tableau 1).

II. Les apports fluviaux liquides et solides

Les apports liquides

11Les apports d’eaux de surface à l’estuaire sont principalement liés à la Garonne et à la Dordogne. Le débit de la Garonne, tributaire majoritaire, est très variable d’une année à l’autre, toutefois avec une tendance à diminuer ces dernières décennies (figure 1. A ; - 3,6 m³ s^-1 an^-1). Parallèlement, le nombre de jours de forte crue tend à diminuer (crue biennale ; figure 1. C) tandis que le nombre de jours d’étiage augmente (figure 1. D). Cette évolution des débits s’explique certes par le changement climatique, mais aussi par les usages de la ressource en eau dans le bassin-versant.

Figure 1. Évolution des débits depuis 1959 : débits moyens annuels de la Garonne (A) et de la Dordogne (B) ; nombre de jours pendant lesquels le débit de la Garonne est supérieur au seuil de crue biennale (> 3 400 m³ s^-1 ; C) ou inférieur au Débit d’Objectif d’Étiage (< 110 m³ s^-1 ; D). Les droites continues indiquent le module. Les données de débits proviennent de BanqueHydro®

12La décennie 2005-2015 a été une période plutôt sèche, avec des débits moyens annuels de la Garonne en général inférieurs au module, qui correspond au débit moyen sur la période 1913-2017 (600 m³ s^-1 ; figure 1. D) : entre 311 m³ s^-1 en 2011 et 556 m³ s^-1 en 2008. L’année 2014 est proche du module. Seule l’année 2013 présente un niveau de débit, 748 m³ s^-1, supérieur au module, consécutif aux très fortes chutes de neige dans le Massif Pyrénéen, suivies de pluies intenses printanières et de températures élevées, favorisant une fonte nivale rapide et abondante à la mi-juin. Le débit de la Dordogne présente aussi une tendance à la diminution au cours des décennies récentes (- 0.9 m³ s^-1 an^-1 ; figure 1.B). Pour la période 2005-2015, les débits moyens annuels de la Dordogne aval sont proches ou inférieurs au module (267 m³ s^-1 ; figure 1. B, p. 75) : entre 119 m³ s^-1 (2011) et 282 m³ s^-1 (2013).

13Pour la période 2005-2015, le nombre de jours où le débit était supérieur au seuil de crue biennale est compris entre 0 et 4 pour ces deux fleuves. En revanche, les débits sont plus fréquemment inférieurs au seuil du Débit d’Objectif d’Étiage (DOE). À l’exception de l’année 2013, humide, la Garonne a enregistré annuellement de 1 (2014) à 60 (2006) jours sous ce seuil (DOE = 110 m³ s^-1). Ceci est plus rare pour la Dordogne (DOE = 33 m³ s^-1).

Les apports solides

14Le transport solide entrant dans l’estuaire de la Gironde se répartit en deux formes bien différenciées : le transport par charriage et le transport en suspension. Le charriage est le transport des sédiments grossiers, au fond du cours d’eau, par roulement, glissement ou saltation. Il concerne des particules de grande taille, graviers et galets, mais sur certains hydrosystèmes, à faible puissance spécifique, le transport du sable par saltation participe à la charge de fond. Le charriage est dépendant des capacités de transport (i.e. fonction de la pente du cours d’eau, du débit liquide, du coefficient de rugosité, de la taille des particules) et de la disponibilité des matériaux, en provenance de l’amont ou du lit de la rivière. En dehors des environnements où il est prépondérant (bassins montagneux, rivières à lit graveleux), il est admis que le charriage représenterait au maximum 10 % du transport total, justifiant ainsi que les études sur les transferts solides entrant dans l’estuaire de la Gironde se soient limitées aux flux de matières en suspension (MES). À l’opposé, des travaux récents ont mis en évidence l’importance du transport de débris végétaux, qui sont à l’origine de perturbations d’activités économiques qui nécessitent la filtration de larges volumes d’eau et qui font l’objet d’une première description.

Les apports de matières en suspension

15Il y a transport de MES lorsque les matériaux sont suffisamment fins (argile, silts, sables) avec une vitesse d’écoulement suffisamment importante pour être en suspension dans la colonne d’eau, sans dépôt transitoire sur le fond. Une fois en mouvement, les particules se déplacent sensiblement à la même vitesse que la vitesse du courant. Leur présence dans la colonne d’eau résulte d’un équilibre entre leur poids et l’agitation turbulente dont l’hétérogénéité peut créer des distributions différentes de la concentration en MES avec la profondeur et latéralement. Des campagnes ont montré que la distribution verticale des concentrations en MES lors de crues majeures de la Garonne à La Réole, considérée comme étant l’exutoire du bassin-versant de la Garonne, était relativement homogène (< 10 % de variabilité ; Coynel, 2005 ; Masson et al., 2006). Or, c’est durant ces évènements qu’un maximum de transferts de MES a lieu. Le prélèvement en surface est donc satisfaisant pour estimer le transport en suspension avec une précision acceptable. Le problème majeur de la fiabilité des flux est plus lié à la variabilité temporelle des concentrations en MES et donc à la fréquence d’échantillonnage.

16Les flux sédimentaires de la Garonne ont pu être évalués dès 1959. Cependant, les mesures étaient discontinues et avec des fréquences d’échantillonnage hétérogènes (Maneux, 1998). Les estimations sont beaucoup plus fiables depuis 1994 avec la pérennisation de mesures journalières mises en œuvre sur le continuum Riou Mort-Lot-Garonne par l’UMR EPOC – équipe TGM de l’Université de Bordeaux (soutien AEAG et programmes de recherche ANR). Ce réseau a pour vocation d’analyser l’évolution à long terme des flux de métaux, en particulier la pollution en cadmium (e.g. Blanc et al., 1999 ; Dabrin et al., 2009 ; Pougnet, 2018). Ce réseau d’observation permet de suivre les concentrations en MES, obtenues chaque jour sur des échantillons ponctuels prélevés en surface à 2 mètres de la berge par des agents bénévoles locaux. Ces données sont couplées aux débits mesurés à Tonneins pour évaluer les transferts solides vers l’estuaire de la Gironde.

17L’analyse des données journalières sur 23 ans (1994-2016), obtenues à La Réole, met en évidence la très forte variabilité temporelle des concentrations en MES (< 1 – 1 550 mg/l) et des flux solides associés (1 - 378 000 t/j) pour des débits journaliers variant entre 54 et 4 740 m³/s (Coynel et al., 2018). Cette forte variabilité nécessite une fréquence d’échantillonnage tous les 3 jours pour obtenir une erreur inférieure à 20 %, quelle que soit la situation hydrologique (Coynel et al., 2004).

18Le flux solide moyen, quantifié à la Réole, pour la période 1994-2016 est de 1 430 000 t.an^-1. Cependant, ce flux annuel est fonction des conditions hydrologiques et peut varier d’un facteur 20, entre 200 000 t.an^-1 durant les années sèches (e.g. 2005) et 4 600 000 t.an^-1 durant les années humides (e.g. 1996 ; figure 2. A). La variabilité annuelle des flux de la Garonne couvre une large gamme de taux d’érosion mécanique compris entre ~ 4 et 85 t.km^-2.an^-1 (moyenne de 26 t.km^-2.an^-1), bien supérieure à celle de la Seine ou de la Loire (~ 3-12 t.km^-2.an^-1 ; Minaudo et al., 2016).

19Il existe de fortes disparités spatio-temporelles dans le transport annuel de MES à l’échelle du bassin de la Garonne. L’essentiel du transport solide provient de la Garonne à Port Sainte Marie (PSM ; en amont du Lot ; figure 2. B). Le suivi des flux de MES à l’exutoire de bassins à typologie contrastée a montré la variabilité spatiale des flux spécifiques (compris entre 19 pour l’Aveyron et 130 t.km^-2.an^-1 pour le Tarn ; Coynel, 2005), indicateurs des taux d’érosion. Cette variabilité spatiale est justifiée par les facteurs altimétrie, pluviométrie, nature et occupation des sols, dont les influences relatives ne peuvent être clairement établies que dans des bassins de petite taille au regard de la forte hétérogénéité des bassins étudiés. La contribution des affluents est également fonction de la localisation des évènements pluvieux ; les forts taux d’érosion du Tarn (en particulier dans le secteur des Rougiers de Camarès) sont à l’origine d’apports importants de MES lors des crues Cévenoles alors que les fontes des neiges couplées à de fortes averses dans la Haute Garonne ont généré l’essentiel des apports sédimentaires mesurés à La Réole en juin 2013.

Figure 2. A – Flux annuels en MES à La Réole et débits annuels à Tonneins de 1994-2016 ; B – Flux journaliers de MES cumulés en fonction du temps à La Réole et Port-Sainte-Marie (PSM) entre 1999 et 2016 ; C – Relation entre concentrations en MES journalières et débits journaliers à La Réole entre 1994 et 2016 ; D – Relation entre flux annuels de MES et débits annuels à La Réole entre 1994 et 2016

20Le cumul des flux de MES sur la période 1999-2016 en fonction du temps souligne que l’évolution est marquée par des seuils qui correspondent à des épisodes de crue (ex. les deux crues de février et décembre 2003 ; la crue de juin 2013 ; les 3 évènements générant de fortes inondations ; figure 2. B). L’étude des chroniques a permis d’évaluer que près de la moitié du transport solide était amené en 2 % du temps, soit une semaine de plus forts débits. Ce sont donc des épisodes clés de transfert vers l’estuaire de la Gironde. L’augmentation des débits journaliers s’accompagne de l’accroissement des concentrations journalières en MES. Cependant, l’étude des relations entre les débits liquides et les concentrations en MES sur toute la chronique de données met en évidence la complexité des tentatives de modélisation à partir des seules données de débits et le risque sur la précision des estimations, malgré la tendance positive (figure 2. C). Sous l’impulsion de crues, la réponse temporelle des concentrations et des flux sur la Garonne est fonction de : (i) l’évènement hydrologique lui-même (par exemple à débit annuel équivalent, structures des débits différentes ; comme en 2003 où l’année hydrologique normale est marquée par une année exceptionnellement sèche compensée par deux évènements de crue majeurs), (ii) des conditions hydrologiques précédant la crue (notion de stock disponible ; Schäfer et al., 2002), (iii) de la position de la crue dans l’ordre temporel des évènements de crues annuelles agissant sur l’ajustement des régressions (Coynel, 2005), (iv) de la localisation de l’évènement pluvieux et de la proportion du ou des affluents émetteurs (Coynel, 2005), (v) de la gestion des crues (ouvertures de barrages comme en décembre 2003 ; Coynel et al., 2007). Le pic de concentration peut s’observer soit en concomitance avec celui des débits, soit déphasé avec la possibilité d’être avant ou après le pic de débit. Les hystérésis horaires seraient liées à un épuisement du stock de sédiment fin disponible avant le pic de débit alors que les hystérésis anti-horaires seraient la conséquence de l’existence de sources distantes et/ou de l’effondrement de berges juste après le passage du pic de crue (Heidel, 1956 ; Williams, 1989 ; Coynel, 2005).

21L’exploitation de la banque de données sur la Garonne a également mis en évidence une corrélation linéaire positive entre les flux annuels en MES (1994-2016) et les débits annuels. L’utilisation de cette tendance permet de reproduire les flux annuels en MES avec une erreur maximale de 30 % (hors année exceptionnelle comme 1996 ou 2003 ; figure 2. D). Hors évènement exceptionnel, cette relation pourrait permettre l’estimation des flux dans le cas où une fréquence minimum d’échantillonnage bihebdomadaire ne serait pas respectée. La variabilité interannuelle, notamment en raison de l’impact des évènements de crue majeurs, démontre néanmoins l’importance de disposer de suivis quotidiens sur le long terme.

22Pour la Dordogne et l’Isle, des estimations ont pu être établies dans le cadre d’un programme scientifique et pédagogique (1994-1997), intitulé « Classes Eco-Fleuves » et d’un contrat Agence de l’Eau pour le suivi de la contamination en cadmium (1999 et 2002 ; Masson et al., 2006). Les concentrations journalières de MES obtenues entre 1999 et 2002 ont montré une forte variabilité avec des valeurs comprises entre 1 et 190 mg.l^-1 pour l’Isle à Abzac et entre 1 et 650 mg.l^-1 pour la Dordogne à Pessac-sur-Dordogne. Des flux moyens annuels, nettement plus faibles que ceux de la Garonne ont été évalués à 57 000 t.an^-1 pour l’Isle et 380 000 t.an^-1 pour la Dordogne avec des taux d’érosion respectifs de 5-12 et 15-39 t.km^-2.an^-1 (Coynel et al., 2005). Depuis 2016, le nouveau réseau de surveillance des Matières en Suspension des fleuves du Bassin Adour-Garonne (MESsAGE), cofinancé par l’Agence de l’Eau Adour-Garonne, permet le suivi en continu de la turbidité, température et conductivité des eaux de la Dordogne et permettra de quantifier les apports en MES provenant de la Dordogne. La comparaison entre l’ensemble des apports solides amenés par la Garonne et la Dordogne et les flux exportés permettra de dresser un bilan sédimentaire sur l’estuaire de la Gironde.

Les apports de débris végétaux

23Jusqu’à très récemment, les apports de débris végétaux n’avaient jamais été considérés dans l’estuaire de la Gironde en raison de leur faible quantité, par comparaison à celles des matières en suspension, et de l’absence de protocoles adéquats (Fuentes-Cid, 2014). Or, leur présence peut affecter les secteurs d’activités économiques qui impliquent la filtration de grands volumes d’eau comme la pêche ou les ouvrages de production d’énergie hydraulique et nucléaire. Localement, les pêcheurs utilisent le terme Sar pour désigner des débris de matériel foliaire à fort pouvoir colmatant, de taille réduite (3-10 mm) et de couleur noire, en état de décomposition avancée. La fraction végétale (> 315 µm) présente dans les eaux estuariennes est constituée par trois groupes principaux de végétaux terrestres : feuilles, chaumes de graminées et racines. Les espèces identifiées comme susceptibles de produire du Sar sont notamment le peuplier (Populus sp.), le chêne (Quercus sp.), l’aulne (Alnus sp.), le saule (Salix sp.). Ce matériel grossier est toujours présent dans l’estuaire central, à des concentrations de quelques mg à plusieurs centaines de mg m^-3 selon les saisons ; ce qui représente en masse environ 0,2 % des matières en suspension (Fuentes-Cid et al., 2013). Cette fraction grossière allochtone présente un comportement hydrodynamique avec des cycles de dépôts et remises en suspension similaires à ceux des matières en suspension fines.

24Un apport issu du bassin-versant de la Gironde stricto sensu est considéré comme négligeable en raison de sa surface très réduite (2 297 km², soit environ 3 % du bassin-versant), des débits très faibles des cours d’eau qui le traversent et de la couverture forestière feuillue très parcellaire (Fuentes, 2014). En revanche, les ripisylves et les bois riverains de la Garonne et de la Dordogne se caractérisent par une forte production de litière (400 à 600 g.m^-2.an^-1 de matériel végétal). Les premières estimations ne permettent pas de mettre en évidence la prépondérance de l’un des deux bassins-versants en termes de quantité de matières végétales délivrées. En revanche, la présence de nombreux barrages suggère que l’essentiel des apports végétaux trouverait leur origine dans la Garonne moyenne, en aval de la retenue de Malause, et dans la basse Dordogne, à l’aval du barrage d’Argentat.

25La dynamique de transport des débris végétaux terrestres vers l’estuaire suit un comportement de type « flux pulsé », avec comme facteur déclenchant une crue hivernale. Lorsque les débits fluviaux sont faibles (Garonne + Dordogne < 400 m³.s^-1), les débris végétaux sont peu présents dans l’estuaire central, avec des concentrations inférieures à 0,2 g m^-3. Il y a une accumulation préférentielle de ce matériel dans l’estuaire fluvial, dont la dégradation est ralentie dans le bouchon vaseux. À l’opposé, les débits fluviaux forts à très forts (> 1 200 m.s^-1) permettent le transport des débris végétaux vers l’estuaire central, voire aval, et une forte augmentation des concentrations (maximum observé pendant la période 2011-2013 : environ 7 g m^-3). Une crue peut donc être considérée comme un convoyeur qui relie l’estuaire fluvial et aval, permettant une évacuation en continu. Compte tenu du nombre limité des observations réalisées, il est difficile de quantifier l’apport de débris végétaux. Sur la base du rapport de concentration de débris sur MES, compris entre 0,02 et 0,05 % pour la période 2011-2013, cet apport pourrait représenter au minimum plusieurs milliers de tonnes de matériel organique grossier par an, susceptible de se dégrader.

26Les projections hydro-climatologiques pour la Région Aquitaine confirment une tendance générale à la baisse des débits fluviaux, déjà observée lors des dernières décennies (figure 1, p. 75). Une diminution de ces débits fluviaux lors de la saison automnale augmenterait le risque d’un stockage de litières dans les zones ripariennes et dans des bras déconnectés du cours d’eau principal. Au lieu d’apports diffus sur plusieurs semaines, ce matériel serait alors remobilisé lors des crues, lorsque le lit majeur est inondé. La conséquence en serait des crues charriant des flux massifs de débris végétaux, capables de transiter directement jusqu’à l’estuaire central. Une telle évolution conduirait à des risques accrus pour les activités requérant la filtration de grands volumes d’eau.

III. Tendances mensuelles de la qualité physico-chimique des eaux de l’estuaire pour la décennie 2005-2015

27Une fois abordés les apports à l’estuaire, cette section se focalise sur la présentation des variations mensuelles des paramètres de qualité des eaux (figure 3, p. 80), pour lesquels il existe maintenant une base de données robuste grâce au suivi continu du réseau MAGEST (encart p. 19).

Figure 3. Évolution mensuelle (min., médiane, max., quartiles 25 % et 75 %) du débit (Garonne, Dordogne, Gironde), de la salinité, de la turbidité, de la température et de l’oxygène dissous (concentration et saturation) des eaux pour la période 2005-2015 à Pauillac, Bordeaux, Portets et Libourne. Les stations sont localisées selon leur distance à l’embouchure. Les moyennes mensuelles sont calculées à partir des données acquises par le réseau MAGEST. Attention au changement d’échelle pour la gamme de salinité : 0-12 pour Pauillac et 0-2 pour les trois autres stations. 10 000 NTU correspondent à une concentration en matière en suspension d’environ 5,2 g L^-1. Le trait rouge sur les graphiques de concentrations d’oxygène dissous souligne le seuil de 5 mg.L^-1

28Les salinités les plus élevées sont, en général, enregistrées de juillet à octobre, lorsque les débits fluviaux bas favorisent l’intrusion saline. À Pauillac, dans l’estuaire central, les moyennes mensuelles de salinité sont comprises entre 0,3 et 11,3. Ensuite, dans la Garonne aval, les eaux bordelaises affichent une gamme de variation plus réduite, entre 0,09 et 2,0 en moyennes mensuelles. Environ 20 km en amont, à Portets, le signal de salinité est très atténué (< 0,5). Par contraste, sur la Dordogne aval, à + 120 km de l’embouchure, Libourne montre un léger signal saisonnier, avec des salinités (moyennes mensuelles) comprises entre 0,06 et 0,7.

29La turbidité est très différente dans les sections centrale et fluviales de l’estuaire. À Pauillac, la turbidité varie peu au fil des saisons. Le bouchon vaseux, ou son panache, est présent toute l’année à Pauillac, en dehors des périodes de fortes crues. À l’opposé, il y a une large gamme de variation des turbidités dans l’estuaire fluvial. Dans la Garonne aval, il y a une forte saisonnalité de la turbidité, avec une tendance similaire à celle de la salinité, et inverse aux variations du débit fluvial. Pendant les hautes eaux (hiver-printemps), les turbidités à Bordeaux et à Portets peuvent être très basses (< 50 NTU). La baisse estivale du débit s’accompagne de la remontée du bouchon vaseux dans les sections fluviales, bien marquée à Bordeaux. Le bouchon vaseux est présent entre 5 et 8 mois par an à Bordeaux. À Portets, la turbidité suit les mêmes tendances, mais atténuées en raison d’une position plus amont. Pour la Dordogne aval, les enregistrements de la turbidité à Libourne tracent aussi des variations saisonnières, avec les plus fortes valeurs enregistrées à la fin de l’été. Le bouchon vaseux est présent entre 2 et 5 mois par an à Libourne.

30L’évolution saisonnière de la température des eaux estuarienne est conforme à un climat de type océanique aquitain, qui se caractérise par des hivers doux et des étés chauds. Les températures mensuelles sont les plus basses en février, en moyenne 7 °C (min. – max. : 4,2 – 10,1 °C), et les plus élevées en juillet, en moyenne 24 °C (min. – max. : 21,6 – 27,3 °C). Les eaux de Pauillac sont légèrement plus chaudes en hiver et plus froides en été en raison de l’influence océanique. Il y a un gradient longitudinal avec un écart de température d’environ 3 °C entre les eaux marines et fluviales. Il est interrompu au point kilométrique 52 où les températures de l’eau sont localement plus élevées du fait des rejets d’eaux chaudes de la centrale nucléaire de production électrique du Blayais. Cette élévation locale est en moyenne de + 1 °C à + 3 °C en surface, à l’étale de pleine mer (Chaalali, 2014).

31L’évolution mensuelle des concentrations d’oxygène dissous suit une évolution inverse à celle des températures. Les concentrations sont les plus élevées en hiver, entre 10,0 et 12,5 mg.L^-1, quand les températures basses de l’eau favorisent la solubilité de l’oxygène. Avec l’augmentation graduelle des températures à partir du printemps, il y a une diminution progressive de l’oxygène dissous : les valeurs mensuelles sont les plus basses en juillet, août et septembre. Le seuil minimal est très variable selon les stations. Dans l’estuaire central, à Pauillac, les concentrations mensuelles en été demeurent à des niveaux satisfaisants, entre 6,8 et 10,5 mg.L^-1. Dans les sections fluviales, ces concentrations mensuelles estivales diminuent plus fortement : entre 5,1 et 9,0 mg.L^-1 à Libourne, 4,3 et 8,7 mg.L^-1 à Portets et 3,1 et 8,9 mg.L^-1 à Bordeaux. Pendant l’été et l’automne, c’est donc la Garonne aval qui enregistre les désoxygénations les plus importantes.

32Les saturations en oxygène permettent de s’affranchir de l’influence de la température. Il ressort que les eaux de Pauillac sont en général légèrement sous-saturées, en moyenne 87 %. Ceci est à mettre en relation avec la présence quasi permanente du bouchon vaseux. Dans les sections fluviales, la saturation mensuelle est comprise entre 64 et 112 % à Libourne, 54 et 108 % à Portets et 39 et 104 % à Bordeaux. Au printemps, il peut y avoir de brefs épisodes de développements phytoplanctoniques qui produisent de l’oxygène dissous et expliquent les légères sursaturations. Les désoxygénations les plus importantes sont de même enregistrées dans les eaux garonnaises à Bordeaux et à Portets.

33Cette présentation des tendances mensuelles de la température, de la salinité, de la turbidité et d’oxygénation des eaux de l’estuaire à plusieurs sites a pour but de servir de valeurs de référence pour la décennie écoulée. La suite de ce chapitre s’intéresse à l’évolution de ces paramètres, depuis les années 1970, et dans le cas de l’oxygène dissous à la prédiction de son évolution possible.

IV. La marinisation de l’estuaire est-elle déjà sensible ?

Évolution à long terme de la salinité dans l’estuaire aval

34Deux états de référence de l’estuaire de la Gironde établis en 1975-1976 et 2003 ont permis une première comparaison, à presque 30 années d’écart, de la distribution de la salinité, en moyennes annuelles, entre le Bec d’Ambès et Mortagne/Gironde (figure 4). Il ressort une tendance à des salinités plus élevées en 2003, avec un contraste plus marqué à l’aval, ce qui suggère une modification à long terme des salinités estuariennes. Toutefois, cette tendance mériterait d’être confirmée car l’année 2003 était une année extrêmement sèche (faible débit toute l’année à l’exception des deux coups d’eau majeurs en février et décembre).

Figure 4. Évolution de la salinité (moyennes annuelles) entre le Bec d’Ambes (1) et Mortagne sur Gironde (14) (ronds blancs : 2003, ronds noirs : 1975-1976)

35Depuis 1978, l’estuaire de la Gironde fait l’objet d’observations récurrentes, de mars à novembre, qui permettent de documenter l’évolution de paramètres physico-chimiques. Ce suivi a permis d’établir une chronique à long terme de la salinité (figure 5) et a mis en évidence une augmentation moyenne de la salinité d’environ + 2,8 entre 1978 et 2011, au niveau de l’estuaire médian, révélant une marinisation de l’estuaire de la Gironde. Cette tendance pluri-décennale semble s’être accompagnée d’une intrusion plus marquée de masses d’eau marines à l’aval (Pasquaud et al., 2012) et d’une baisse des débits fluviaux (Goberville et al., 2010).

Figure 5. Évolution pluri-décennale de la salinité de 1978 à 2011 dans l’estuaire médian (PK 52) : moyennes mensuelles (ligne pointillée grisée) et moyennes mobiles (trait plein)

36À l’instar de la variabilité des forçages climatiques, cette évolution n’est pas continue. L’analyse des évolutions concomitantes de différentes composantes de l’écosystème estuarien (variables climatiques globales et locales, paramètres physico-chimiques et descripteurs biologiques) a permis de mettre en évidence deux changements abrupts d’état de l’écosystème estuarien de la Gironde ces trente dernières années (Chaalali et al., 2013). Le premier changement, vers 1987, serait principalement lié à une intensification du réchauffement global, avec des conséquences observables au niveau du climat local de l’estuaire (augmentation des températures de l’air) et sur les propriétés physico-chimiques des masses d’eau, notamment la salinité et la température de l’eau. Le second palier, décrit au début des années 2000, serait à relier à une modification de la circulation atmosphérique de l’Atlantique Nord, qui aurait induit un changement du régime des précipitations et une baisse des débits fluviaux (Chaalali et al., 2013). Ces deux changements abrupts ont contribué à l’intensification de la marinisation observée dans l’estuaire de la Gironde.

Des eaux plus salées dans l’estuaire fluvial en étiage ?

37Il a longtemps été admis que la limite de salure des eaux¹ se situait vers le Bec d’Ambès (Allen, 1972). Un suivi réalisé d’octobre 1975 à décembre 1976, qui visait à définir un état écologique de référence, a décrit la distribution saisonnière de la salinité. Il en ressortait que la limite amont de l’intrusion saline (salinité supérieure à 0,5) était localisée dans l’estuaire fluvial à environ 75 km (PK 20) de l’embouchure en période d’étiage, avec des incursions jusqu’en amont de Bordeaux (PK 0) à pleine mer (figure 6, p. 82).

Figure 6. Intrusion saline en étiage (repris de Philipps, 1980).

38Qu’en est-il 40 ans plus tard ? La figure 7 (p. 82) compare les gammes de salinité enregistrées à Bordeaux et à Libourne d’août à octobre pour une année sèche (2011) et une année humide (2013). Les valeurs de salinité maximales atteintes fin septembre 2011, 5,3 à Bordeaux, et 1,8 à Libourne, sont bien au-delà du seuil de limite de salure (0,5). Même lors de l’année 2013, la plus humide de la dernière décennie, il y a eu des incursions répétées d’eaux saumâtres à Bordeaux. Bien que les données historiques soient plus disparates que le suivi en continu du réseau MAGEST, il semble néanmoins y avoir une intrusion marine plus forte dans l’estuaire fluvial. Cette intrusion est systématique à Bordeaux en étiage, et est observée lors d’étiages modérés à forts à Libourne. Dans les sections fluviales, la salinité est négligeable (< 0,2) aux débits supérieurs 300 m³.s^-1. En revanche, la salinité (moyenne journalière) dépasse 0,5 à Bordeaux quand les débits de la Garonne sont inférieurs à 250 m³.s^-1. Ce lien avéré entre débit et salinité dans l’estuaire fluvial questionne sur l’importance relative des impacts climatiques et anthropiques d’exploitation de la ressource en eau sur la marinisation de l’estuaire.

Figure 7. Comparaison de la salinité à Bordeaux (à gauche) et à Libourne (à droite) pour la période du 1^er août au 20 octobre d’une année humide (2013 ; débit moyen annuel = 747 m³ s^-1) et d’une année sèche 2011 (très sèche, débit moyen annuel = 311 m³ s^-1)

La dynamique du bouchon vaseux : rythmes de remontée et de départ du bouchon vaseux autour des étiages, et de temps de stationnement dans la section fluviale

39L’estuaire de la Gironde présente une zone de turbidité maximale, appelée bouchon vaseux, définie par une concentration de matières en suspension (MES) supérieure à 1 g L^-1 ou une turbidité supérieure à 1 000 NTU. Ces très fortes charges sédimentaires influencent le transport et le dépôt des sédiments fins, l’envasement des chenaux et la qualité de l’eau (consommation d’oxygène dissous, accumulation de polluants). La compréhension et la prédiction de la présence du bouchon vaseux sont donc un enjeu scientifique important et un besoin pour optimiser la gestion de ces eaux de transition. Alors que les mécanismes de formation et d’expulsion du bouchon vaseux dans l’estuaire aval sont qualitativement bien connus depuis les années 1970, ceux-ci restaient en revanche assez inexplorés dans l’estuaire fluvial jusqu’à l’analyse récente de la chronique de turbidité enregistrée par le réseau MAGEST (figure 8).

Figure 8. (A) Série temporelle de turbidité à Bordeaux (pas de temps de 10 min) et de débit de la Garonne. Les variations à différentes échelles de temps sont illustrées : (B) valeurs instantanées de turbidité et de hauteur d’eau en période de bas débit (B.1) ; (C) impact du marnage sur la turbidité ; (D) évolution saisonnière de la turbidité (moyenne tidale) en fonction du débit fluvial ; (E) comparaison d’une année sèche et d’une année humide (repris de Jalón-Rojas et al., 2016). 10 000 NTU correspondent à une concentration en matière en suspension d’environ 5,2 g L^-1.

40La turbidité présente une large gamme de valeurs dans la Garonne et la Dordogne tidale : de 10 NTU (MES < 0,01 g L^-1) en saison humide, quand les forts débits maintiennent les eaux turbidités vers l’estuaire aval, jusqu’à 9 999 NTU (MES > 5 g L^-1) en étiage, quand le bouchon vaseux est présent. À l’échelle de temps intratidale, les sédiments en suspension du bouchon vaseux décrivent un cycle de dépôt-mise en suspension-transport similaire à celui initialement décrit par Allen et al. (1980) dans l’estuaire aval. Cependant, à la différence de l’estuaire aval, le pompage tidal est le seul mécanisme qui contribue au piégeage des sédiments dans l’estuaire fluvial.

41Lors des cycles vives-eaux – mortes-eaux, la variation du marnage induit des changements de la vitesse du courant. Pendant les vives-eaux, les courants plus forts favorisent une remise en suspension accrue des sédiments et donc des turbidités élevées. À l’échelle saisonnière, il y a une étroite relation entre le débit et la turbidité dans l’estuaire fluvial. Pendant les périodes de forts débits, la turbidité est négligeable. Ensuite, le bouchon vaseux se déplace vers l’amont, à mesure que le débit diminue, et persiste, en général, dans les sections fluviales pendant l’été et l’automne. Avec les premières crues, le bouchon vaseux est de nouveau évacué vers l’aval.

42La comparaison des turbidités au cours des périodes d’installation et d’expulsion du bouchon vaseux montre que, pour une même valeur de débit, la turbidité est systématiquement plus élevée pendant l’expulsion (Jalon, 2015). Ce comportement suggère une accumulation locale du sédiment pendant la présence du bouchon vaseux dans les sections fluviales. Les hystérésis débit-turbidité ont permis de quantifier les seuils de débit qui promeuvent l’installation et l’expulsion du bouchon vaseux dans la Dordogne et la Garonne tidale (tableau 2). Il est à noter que les débits nécessaires pour l’expulsion du bouchon vaseux des sections fluviales sont bien plus importants que les débits qui favorisent son installation. Ces estimations démontrent qu’il serait plus efficace de limiter l’intrusion du bouchon vaseux dans les sections fluviales que de l’en faire partir.

43À l’échelle de temps pluriannuelle, il existe une variabilité de la durée de présence et de la concentration du bouchon vaseux, qui s’explique par l’historique du débit des fleuves. Un déficit de crues pendant l’hiver et le printemps limitera l’expulsion des sédiments vers l’aval et l’embouchure. Suivi par une longue période d’étiage, un tel contexte peut aussi conduire à un bouchon vaseux très concentré (plusieurs grammes de sédiments secs par litre) avec une présence dans la Garonne tidale pouvant se prolonger jusqu’à 8 mois. Ce fut le cas en 2011, une année sèche, lors de laquelle le bouchon vaseux a persisté à Bordeaux pendant 259 jours, à comparer aux 93 jours de 2013, une année humide. Il est à noter qu’un étiage hivernal ou printanier peut aussi induire une remontée du bouchon vaseux, comme lors des mois de mars et avril 2012.

44L’analyse détaillée des enregistrements de turbidité produite par le réseau MAGEST a aussi permis de proposer deux indicateurs hydrologiques de l’intensité du bouchon vaseux dans la Garonne tidale, à savoir :

• la durée d’étiage (définie par un débit de la Garonne inférieur à 250 m³ s^-1) comme indicateur de la durée de présence du bouchon vaseux,

• et le volume d’eau qui s’écoule avant et pendant la présence du bouchon vaseux comme indicateur de la concentration en matière en suspension du bouchon vaseux.

45Ces indicateurs suggèrent l’intensification du bouchon vaseux au cours des dernières décennies et constituent un outil intéressant pour l’évaluation des scénarios futurs.

46L’impact des changements morphologiques et de débit sur la dynamique hydrosédimentaire est abordé dans le chapitre 1 de cette première partie.

V. Les eaux se réchauffent-elles ?

Évolution pluri-décennale de la température des eaux estuariennes

47Il faut distinguer le changement climatique agissant à l’échelle globale des changements pouvant s’opérer à des échelles plus locales. Parmi les processus observés à large échelle, il y a une augmentation généralisée des températures moyennes de l’air et des océans, avec une hausse globale des températures de surface de l’eau estimée à environ + 0,33 °C entre 1971 et 2010 (GIEC 2013). Néanmoins, des changements du climat régional sont également de plus en plus décrits. Dans un tel contexte, il est légitime de s’interroger sur l’évolution récente de l’estuaire de la Gironde. La comparaison des températures annuelles obtenues à 30 années d’écart (1975-1976 et 2003) met en évidence des températures nettement plus élevées en 2003 par rapport à 1975-1976 (figure 9). Ces résultats suggèrent une modification à long terme des températures des eaux estuariennes.

Figure 9. Évolution de la température de l’eau (moyennes annuelles) entre le Bec d’Ambès (1) et Mortagne sur Gironde (14) (ronds blancs : 2003, ronds noirs : 1975-1976)

Figure 10. Évolution des températures de l’eau (PK 52) de 1975 à 2011 : moyennes mensuelles (traits en pointillé) et moyennes mobiles (trait continu)

48Les observations récurrentes conduites depuis 1978 ont révélé une hausse de la température de l’eau d’environ + 1,9 °C en 30 ans, soit + 0,56 °C en moyenne par décennie (Chaalali, 2013 ; figure 10). Cette évolution à long terme de la température de l’eau est concomitante à une augmentation des températures de l’air, de même amplitude (Chaalali, 2013). Comme évoqué pour la salinité, le forçage climatique décelé à l’échelle de l’Atlantique Nord semble le facteur de contrôle majeur de cette tendance à long terme.

Les vagues de chaleur

49Outre une augmentation à long terme de la température, les projections climatiques pour la région Nouvelle-Aquitaine prévoient une augmentation du nombre de jours de vagues de chaleur (ou canicules) en été. Ces phénomènes sont définis par un épisode de températures élevées, de jour comme de nuit, sur une période prolongée. Météo-France a publié un inventaire des vagues de chaleur en France depuis 1947 qui montre qu’il y en a eu 14 en 53 ans pour la période 1947-1999, et 9 en 16 ans pour la période 2000-2016. La canicule du 2 au 17 août 2003 est l’évènement le plus intense que la France a connu depuis au moins 1947, mais à cette période il n’y avait pas encore d’enregistrement continu de la température dans l’estuaire.

Figure 11. Température de l’eau à Bordeaux, Pauillac et Cadillac en juin 2017, les zones colorées soulignent l’augmentation attribuable à la vague de chaleur

50La vague de chaleur du 18 au 22 juin 2017, remarquable par sa précocité et son intensité, permet toutefois d’illustrer l’impact de ces extrêmes climatiques sur la température des eaux. Elle s’est traduite par une augmentation rapide de la température des eaux (figure 11). Le maximum atteint est de 26 °C à Pauillac, 27,8 °C à Bordeaux et 29,8 °C à Cadillac, confirmant le gradient de température décroissant vers l’embouchure. Les valeurs se situent habituellement autour de 22 °C en juin. L’oxygénation des eaux a fortement diminué pendant cet épisode, jusqu’à des valeurs inférieures à 3 mg L^-1 (ce qui équivaut à une qualité médiocre) à Bordeaux où le bouchon vaseux était déjà bien présent. Le retour à une météorologie plus clémente a permis une légère diminution de la température dans les eaux saumâtres, très forte dans les eaux les plus amont (Cadillac) et une amélioration de l’oxygénation.

51Ces vagues de chaleur constituent donc des extrêmes climatiques très préoccupants au regard de la vulnérabilité des eaux de la Gironde face à la désoxygénation, plus particulièrement dans ses sections fluviales.

VI. L’oxygénation des eaux va-t-elle devenir très problématique ?

Les facteurs de contrôle de l’oxygénation des eaux

52Le suivi continu depuis 2005 par le réseau MAGEST a permis une analyse détaillée des facteurs de contrôle de l’oxygénation des eaux estuariennes. En premier lieu, il y a un signal saisonnier très marqué, en lien avec l’amplitude de variation de la température des eaux. D’octobre à mai, les concentrations en oxygène dissous sont favorables à la vie aquatique dans tout l’estuaire, avec des valeurs supérieures à 5 mg L^-1. De juin à septembre, des désoxygénations, voire plus rarement des hypoxies (< 2 mg L^-1) sont observées dans l’estuaire fluvial, ce qui n’est pas le cas dans l’estuaire central (Pauillac) où les concentrations journalières des eaux de surface ont toujours été supérieures à 7 depuis 2005. C’est à Bordeaux, le 15 juillet 2006, que la valeur de 1,7 mg L^-1, la plus basse pour la période 2005-2017, a été mesurée pendant une période de forte chaleur et de bas débit.

Figure 12. Chronique d’oxygène dissous à Pauillac, Bordeaux et Libourne de 2005 à 2017 (données MAGEST)

Figure 13. Diagramme de quartiles (10, 25, 50, 75, 90 %) de la température des eaux bordelaises et du débit de la Garonne en fonction de l’oxygène dissous. Les moyennes journalières de débit et de température ont été classées selon les classes de qualité des eaux basées sur la concentration journalière en oxygène dissous (< 2, 2-3, 3-5, 5-7, > 7 mg L^-1). Le code couleur indique la qualité des eaux de très bonne (bleu) à mauvaise (rouge) selon le critère oxygène dissous

53L’analyse de la base de données du réseau MAGEST a permis de hiérarchiser les paramètres qui contrôlent l’oxygénation des eaux, dans l’ordre : la température des eaux, directement liée à la météorologie régionale ; la charge en matière en suspension, liée aux débits de la Garonne ; le débit, qui dépend de la météorologie régionale et des usages dans le bassin-versant, et les rejets urbains (Schmidt et al., 2017). La distribution des données de température et de débit en fonction des classes d’oxygénation montre que, avec l’augmentation de la température de l’eau, il y a une diminution progressive et inexorable de la concentration en oxygène (figure 13). La figure 13 montre que :

• un débit inférieur à 200 m³ s^-1 n’induit pas toujours des teneurs faibles en oxygène (ex. 2013) ;

• un été chaud (température de l’eau > 24 °C) entraînera toujours une concentration en oxygène dissous inférieure à 5 mg L^-1 (ex. 2006).

54Or la Nouvelle-Aquitaine est considérée comme l’une des régions de France où le réchauffement climatique sera le plus important, avec une augmentation probable de température de 2 à 5 °C dans les décennies à venir. Parmi les hypothèses les plus solides figurent des vagues de chaleur plus intenses, la chute globale des précipitations et des épisodes de sécheresse estivale plus fréquents. Avec la montée des températures et des eaux, la baisse des précipitations et des débits, et la croissance démographique prévues pour la région Nouvelle-Aquitaine, la question de l’évolution de la qualité des eaux de la Gironde sera donc de plus en plus critique, avec notamment un risque accru de sous-oxygénation à l’aval des fleuves dans les décennies futures. Un tel contexte est propice à la mise en place d’une hypoxie saisonnière permanente dans l’estuaire fluvial dans les prochaines décennies, ce qui pourrait être problématique pour la dévalaison des juvéniles de poissons migrateurs.

Quelles prédictions pour l’évolution de l’oxygénation

55Une première modélisation de l’oxygénation des eaux estuariennes a été développée récemment (Lajaunie-Salla et al., 2017). Bien que ce modèle soit encore à améliorer, il a permis d’évaluer l’impact des rejets urbains sur l’oxygénation à Bordeaux et de tester des scénarios de gestion (Katixa-Lajaunie, 2016). Dans le secteur de Bordeaux, le modèle montre, qu’en période estivale, la consommation de l’oxygène est liée à la dégradation de la matière organique provenant du bassin-versant (50 %), la matière organique urbaine (31 %) et la nitrification de l’ammonium (d’origine aussi urbaine, 11 %). Les simulations suggèrent que la suppression des rejets d’eaux usées provenant des déversoirs d’orage (DOs) augmenterait la saturation en oxygène minimale à Bordeaux de 3 % (l’élimination des rejets de DOs + STEPs conduirait à un gain de + 10 %).

56Les simulations des scénarii de changements globaux confirment les très forts impacts négatifs de la température et des débits d’étiage sur l’oxygénation des eaux. L’augmentation de la température a un effet direct sur la solubilité de l’oxygène dissous (qui diminue avec la température) et sur les cinétiques de consommation ; mais il n’y a pas de leviers d’action sur la température à l’échelle régionale. La diminution du débit a deux effets : sur le bouchon vaseux avec son déplacement, de surcroît plus concentré, vers l’amont de la Garonne tidale, et sur la dilution moindre des eaux estuariennes par les eaux fluviales plus oxygénées. La prise en compte d’une augmentation des rejets urbains liée à la croissance démographique de Bordeaux Métropole simule un état catastrophique de la qualité de l’eau à l’horizon 2100 : l’hypoxie estivale deviendrait permanente sur la Garonne tidale entre Bordeaux et Portets, avec des conditions proches de l’anoxie. Ces résultats soulignent la nécessité d’actions de gestion afin de limiter les situations hypoxiques dans les prochaines décennies.

Conclusion

57Cette synthèse sur la qualité physico-chimique des eaux de l’estuaire de la Gironde repose largement sur les observations régulières et à long terme conduites dans l’estuaire de la Gironde et la Garonne. Ces suivis des paramètres de base sont indispensables à long terme dans la perspective de l’évaluation de l’impact régional du changement climatique sur la qualité des eaux de l’estuaire de la Gironde. Mais ils impliquent des stratégies d’observation les plus adéquates possibles, en termes de répartition spatiale et de fréquence d’acquisition. Par exemple, la forte variabilité des apports solides implique un effort d’échantillonnage quotidien pour obtenir des estimations fiables. Alors que les réseaux de suivi documentent correctement les apports de la Garonne, il y avait une lacune de suivis à long terme des flux solides de la Dordogne et de l’Isle. Le développement du réseau MAGEST et du nouveau réseau MESsAGE permettra de quantifier avec précision ces apports en MES. La comparaison entre l’ensemble des apports solides amenés par la Garonne et la Dordogne et les flux exportés permettront de dresser un bilan sédimentaire sur l’estuaire de la Gironde.

58La présentation des tendances mensuelles de la température, de la salinité, de la turbidité et de l’oxygénation des eaux de l’estuaire à plusieurs sites a pour but de servir de valeurs de référence pour la décennie écoulée. Une suggestion serait d’établir des bilans décennaux de ce panel de paramètres afin d’identifier d’éventuelles variations, indicatrices d’une perturbation ou d’une évolution de la qualité des eaux de l’estuaire.

59Pour l’estuaire central, l’existence d’observations récurrentes conduites depuis 1978 a permis de révéler une augmentation de la salinité d’environ + 2,8, et de la température de l’eau d’environ + 1,9 °C, entre 1978 et 2011. Superposées à cette tendance, les vagues de chaleur constituent des extrêmes climatiques très préoccupants au regard de la vulnérabilité des eaux de la Gironde face à la désoxygénation.

60Selon les critères de température, de turbidité et d’oxygénation des eaux, il y a clairement un risque de dégradation de la qualité des eaux de l’estuaire fluvial. Cette dégradation est déjà observée lors des étés secs et chauds dans la Garonne tidale, et dans une moindre mesure dans la Dordogne tidale, avec notamment de fortes désoxygénations, voire des situations hypoxiques comme en juillet 2006. L’analyse de la variabilité saisonnière actuelle et de la modélisation de l’évolution possible de l’oxygénation des eaux souligne la nécessité d’actions de gestions adaptées, notamment des débits fluviaux, afin de limiter les situations hypoxiques dans les prochaines décennies. Par ailleurs, la durée de présence et la concentration du bouchon vaseux dans l’estuaire fluvial dépendent non seulement du nombre de jours d’étiage mais aussi du volume d’eau écoulé pendant les périodes de forts débits. En résumé, les facteurs hydro-climatiques et anthropiques critiques pour la qualité des eaux de l’estuaire de la Gironde sont les débits fluviaux, les vagues de chaleur et la pression sur la ressource en eau dans les bassins-versants, notamment en période estivale.