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    Plan détaillé Texte intégral Introduction I. Le cadmium II. Autres contaminations métalliques impactant l’estuaire de la Gironde Notes de bas de page Auteurs

    L'estuaire de la Gironde : un écosystème altéré ?

    Ce livre est recensé par

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    Table des matières

    Chapitre 1

    La contamination métallique de l’estuaire de la Gironde

    Gérard Blanc, Pierre Anschutz, Nathalie Tapie, Hélène Budzinski, Alexandra Coynel, Marie-Hélène Devier, Pierre Labadie et Jörg Schäfer

    p. 94-112

    Texte intégral Introduction I. Le cadmium Introduction Les sources de cadmium en Gironde Source 1 : « Pourquoi le site de Viviez est un fort pourvoyeur de cadmium ? » Source 2 : « Remise en suspension de sédiments du Lot » Source 3 : « Lessivage des sols agricoles et épandages des boues urbaines » Source 4 : « Rejet urbain de la ville de Bordeaux » Source 5 : « Réactivité estuarienne : désorption du cadmium » Source 6 : « Remise en suspension des sédiments estuariens » Comment est transféré le cadmium de la Gironde vers Marennes-Oléron ? Conclusion II. Autres contaminations métalliques impactant l’estuaire de la Gironde Notes de bas de page Auteurs

    Texte intégral

    1Trente ans après l’arrêt de la métallurgie du zinc en Aveyron, la pollution au cadmium des huîtres de Gironde a été divisée par cinq. Toutefois, cette pollution persiste. Pour comprendre ce phénomène, l’ensemble des sources de cadmium du bassin-versant sont inventoriées et les processus physiques et biogéochimiques naturels et anthropiques responsables de la biodisponibilité estuarienne du cadmium sont identifiés et hiérarchisés. Ce questionnement scientifique pluridisciplinaire permet de proposer des leviers d’action encore possibles pour que la pollution cadmiée des huîtres de l’estuaire disparaisse, c’est-à-dire passe en dessous de la norme de consommation. La solution proposée utilise le pouvoir épurateur de l’océan et modifie le plan de gestion des sédiments. Toutefois, cette solution contraignante aurait l’avantage de dépolluer l’estuaire en de nombreux autres métaux, mais aussi en certaines molécules organiques, notamment les hydrophobes. Des études récentes montrent que des métaux dits émergents d’origine urbaine comme l’argent et le platine impactent les huîtres girondines.

    Introduction

    2Ce chapitre fait le point sur la pollution au cadmium de l’estuaire de la Gironde et présente un aperçu de la contamination par d’autres métaux. Le cadmium est symptomatique d’une pollution métallique reconnue officiellement par les gestionnaires depuis 1995. Les concentrations en cadmium des huîtres girondines sont à l’origine du classement en « zone D » de l’estuaire, empêchant la pêche et l’élevage et affectant le potentiel économique conchylicole.

    3Les apports de cadmium reçus massivement dans l’estuaire entre les années 1950 et 1980 ont fortement diminué. Toutefois, trente ans après l’épisode majeur de pollution de 1986 ayant entraîné l’arrêt de la métallurgie du zinc en Aveyron, l’estuaire de la Gironde reste fortement impacté par cette pollution cadmiée. Les actions menées pour réduire la principale source amont sont toujours d’actualité et témoignent des forts engagements public et privé. Toutefois, l’estuaire a accumulé cette pollution au sein de son réservoir sédimentaire qui agit comme un piège à long terme. La remise en suspension anthropique des sédiments agit comme une source secondaire. Ainsi, la majeure partie de ce chapitre s’attachera à répondre aux deux questions suivantes :

    4Quelles sont les sources assurant la persistance de la pollution en cadmium depuis plus de trente ans ? Quelles solutions seraient envisageables pour y remédier ?

    5Les solutions qui seront présentées dans ce chapitre seraient efficaces pour tout élément chimique ayant un comportement non conservatif (c’est-à-dire dont les concentrations dans le gradient salinité s’écartent de la droite de dilution théorique et dépendent des processus biogéochimiques intra-estuariens), notamment ceux qui passent de la phase particulaire vers la phase dissoute en fonction de la salinité et de la dilution des particules dans les eaux intermédiaires en aval de l’estuaire de la Gironde. Ces solutions permettraient probablement de réduire aussi la contamination estuarienne de nombreux autres contaminants, dont certains composés organiques, notamment ceux qui sont hydrophobes.

    I. Le cadmium

    Introduction

    6Le cadmium est un élément chimique de symbole Cd et de numéro atomique 48. Cet élément, par définition indestructible dans l’environnement, est toxique à faibles doses pour de nombreuses espèces animales et végétales, aquatiques et terrestres, et pour l’homme. La pollution de cadmium en Gironde est connue depuis la fin des années 1970 et a conduit, par arrêté préfectoral du 21 juillet 1995, au déclassement des eaux de l’estuaire de la Gironde en zone D, interdisant toute production ou ramassage de coquillages pour cause de dépassement de la norme de consommation fixée par l’Organisation Mondiale de la Santé (OMS). Cette norme, relative au classement de salubrité des zones de production des coquillages, était à cette époque de 10 mg/kg poids sec (p.s.). L’impact et les modes de la pollution cadmiée de l’estuaire ont été décrits par des travaux d’IFREMER (cf. rapports RNO-ROCCH) et des publications scientifiques originales (e.g. Kraepiel et al., 1997 ; Blanc et al., 1999 ; Robert et al., 2004 ; Audry et al., 2003, 2004 a, b et c, 2005, 2006 et 2007 a et b ; Dabrin et al., 2009 et 2014 ; Strady et al., 2011 a et b). Toutefois, les mécanismes de sa décroissance nécessitent encore des efforts de documentation pour démontrer une éventuelle résilience du système, c’est-à-dire un retour progressif vers le bruit de fond géologique naturel. Si cette condition était totalement remplie, le développement durable d’une conchyliculture en Gironde serait assuré et l’impact girondin sur la conchyliculture de Marennes-Oléron serait éliminé. Dans ce chapitre seront résumées une quinzaine d’années de travaux scientifiques sur le cadmium en Gironde. Une première partie fera l’inventaire des sources et des actions entreprises ou à entreprendre pour s’affranchir de cette pollution de cadmium, et ainsi envisager de reconsidérer la valeur patrimoniale du continuum Garonne-Gironde. La deuxième partie s’intéressera au transfert du cadmium vers Marennes-Oléron et proposera une action de dépollution de l’estuaire en lien avec la gestion des sédiments estuariens. Concernant la pollution chronique de l’estuaire de la Gironde, la question qui se pose aujourd’hui est : devons-nous pratiquer une intervention salutaire pour l’estuaire de la Gironde ou laisser perdurer les pratiques de gestion et d’exploitation actuelles au risque d’une poursuite de la dégradation de son état écologique ?

    Les sources de cadmium en Gironde

    7Bien évidemment, une dépollution de cadmium de l’estuaire ne sera possible que si les sources historiques provenant du Lot se tarissent et que les autres sources faiblissent aussi. Ainsi dans ce qui suit, les sources en Cd seront décrites et hiérarchisées afin de définir les leviers d’actions susceptibles d’abaisser la pollution de la Gironde.

    Source 1 : « Pourquoi le site de Viviez est un fort pourvoyeur de cadmium ? »

    8Dans les matériaux terrestres, le cadmium n’existe pas à l’état natif, et le sulfure de Cd (CdS, la greenockite) est trop rare pour être exploité. Les propriétés chimiques de Cd sont proches de celles du zinc (Zn) et il est naturellement associé au principal minerai de zinc, la sphalérite (ZnS), à des teneurs de 100 à 500 mg/kg. Ainsi, le cadmium constitue le principal sous-produit de la métallurgie du zinc, à raison de 3 kg/tonne de zinc produit en moyenne.

    9Plus d’un siècle de traitement de minerais de zinc importés sur le site de Viviez (Bassin de Decazeville, Aveyron) a produit 10 000 tonnes de Cd. Ce Cd est majoritairement stocké sur place au sein de plus d’un million de tonnes sous forme de déchets thermiques et hydro-métallurgiques et un autre million de tonnes de sols contaminés à des teneurs en Cd variant de 10 à 2 000 mg/kg, soit un à plus de trois ordres de grandeurs supérieures à des sols non contaminés. Le lessivage météorique des déchets contaminés en Cd, mais aussi en de nombreux autres métaux (Zn, Cu, Pb, Ag, Hg, Sb…), a conduit à la contamination amont-aval des nappes phréatiques locales, des rivières et fleuve à l’aval (Riou-Mort, Lot, Garonne), jusqu’à l’estuaire de la Gironde et de Marennes-Oléron (figure 1).

    Figure 1. Localisation de la source historique de cadmium (source 1). Visualisation du continuum fluvial : Riou-Mort, Lot, Garonne, Gironde, par lequel transite le cadmium.

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    10La très forte mobilité et la réactivité du cadmium dans les eaux douces et salées expliquent la propagation de sa pollution sur près de 500 km. De nombreuses publications scientifiques originales attestent de la prédominance de la source métallurgique aveyronnaise de cadmium (Latouche, 1988 ; Jouanneau et al., 1990, 1999 ; Lapaquellerie et al., 1995 ; Blanc et al., 1999 ; Grousset et al., 1999 ; Schäfer et Blanc, 2002 ; Schäfer et al., 2002 ; Robert et al., 2004 ; Audry et al., 2004 a et b). Le pic de pollution accidentel de 1986 dans le Lot a conduit, en 1987, à l’arrêt de la production de Zn sur le site UMICORE de Viviez et à la mise en place de mesures opérationnelles pour limiter les rejets dans le milieu naturel. Ces mesures de confinement des déchets et de retraitement des eaux souterraines ont considérablement contribué à la diminution de la pollution des huîtres sauvages en Gironde qui sont le témoin le plus évident de la propagation d’une pollution métallurgique continentale vers le domaine côtier.

    11Les travaux réalisés entre 2003 et 2006 en collaboration avec le métallurgiste UMICORE à Viviez ont montré que 90 à 95 % des flux de Cd et Zn à l’exutoire du bassin de Decazeville (150 km2) sont d’origine anthropique (Coynel et al., 2009). Les flux de cadmium ont considérablement baissé d’environ 5 t/an entre 1998 et 2001 à environ 1 t/an entre 2002 et 2014 (figure 2). Bien que le Riou-Mort représente seulement 1 % de la décharge hydrique de la Garonne, le flux de cadmium à l’exutoire du Riou-Mort correspondait en 1999-2000 à une contribution de 47 % à 62 % du flux annuel de cadmium arrivant en Garonne (Audry et al., 2004c).

    Figure 2. Variation interannuelle des flux de cadmium en tonnes par an, à l’exutoire du Riou-Mort (site de Joanis, Bassin de Decazeville). La ligne verte représente les flux de MES en milliers de tonnes par an.

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    12En 2006, 50 % du flux de Cd du Riou-Mort était originaire d’une nappe alluviale polluée par les activités historiques de la métallurgie, à un niveau de concentrations extraordinaires de 10 à 20 mg/L, soit un million de fois plus concentré que les eaux du Lot en amont de la confluence avec le Riou-Mort (Coynel et al., 2007a). En 2003-2004, cet apport de Cd dissous a augmenté le flux spécifique de Cd de cette zone à hauteur de 200 kg/km2/an, soit dix fois supérieur au flux spécifique de l’ensemble du bassin de Decazeville, sachant que les quatre cinquièmes de ce bassin présentent un flux spécifique naturel de 0,5 kg/km2/an (Coynel et al., 2009) (figure 3). La résurgence de cette nappe a été identifiée en 2006, en aval de l’usine. Cette zone a été excavée et traitée en priorité par « UMICORE » dans le plan de remédiation 2006-2017. En réponse à cette action, les flux de cadmium dissous à l’exutoire ont baissé et sont aujourd’hui ≤ 0,1 t/an. Bien que l’excavation et le confinement de plus d’un million de tonnes de déchets métallurgiques ne soient pas sans conséquence sur le transfert de métaux vers l’aval par érosion de versants déstabilisés, les flux particulaires semblent amorcer une baisse significative en 2014-2015. En 2015, le flux de Cd total est de 350 kg, c’est le plus faible enregistré depuis 1998. Toutefois, il faudra attendre la fin du plan de remédiation pour connaître l’amplitude de la résilience du bassin de Decazeville. Pour atteindre la résilience totale du système, il faudrait que les flux totaux actuels de cadmium soient divisés par 10. Il faudra certainement des dizaines d’années pour s’approcher de ce niveau de résilience. Toutefois, une diminution à l’horizon de quelques années faisant descendre le flux total de Cd en dessous de 0,3 t/an quelles que soient les amplitudes des débits, serait une victoire à la hauteur de l’investissement financier consenti à la remédiation du site. À tonnage égal, une mobilité (passage du particulaire vers le dissous) réduite est favorable à la bonne santé des écosystèmes.

    Figure 3. Cartographie des flux spécifiques de cadmium en kg/km2/an, des sous-bassins (en surimpression colorée) du bassin-versant de Decazeville. Sur fond de carte géologique apparaissent aussi le réseau hydrographique et les points d’observation (Firmi, Moulin, Usine Umicore, et Joanis, l’exutoire) qui ont été suivis durant le programme « Défi Cadmium » (d’après Coynel et al., 2009).

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    13Sachant que plus de 95 % du cadmium transporté par le Riou-Mort était jusqu’alors facilement mobilisable et donc biodisponible dans l’estuaire de la Gironde (Audry et al., 2004a), il sera nécessaire, après le plan de remédiation, de tester le potentiel d’échange eau-particule du cadmium émis par le bassin de Decazeville.

    Source 2 : « Remise en suspension de sédiments du Lot »

    14Les retenues hydroélectriques situées sur le Lot en aval du Riou-Mort sont des pièges à matières en suspension (MES) et donc des pièges à métaux majoritairement fixés sur ces MES. Les travaux de recherche en géochimie-géophysique de 1992 estiment que 200 tonnes de Cd sont piégées dans les sédiments du Lot dont 30 % dans la retenue le plus aval du Lot (Le Temple, 3,8 km2, construit en 1951) (Lapaquellerie et al., 1995). Le barrage de Cajarc (0,3 km2) a été construit en 1950 à 25 km en aval de la confluence de Riou-Mort (figure 4). Avant 1996, les facteurs d’enrichissement (FE) étaient majoritairement supérieurs à 100 et atteignaient 300 en 1986, date de l’accident à l’origine de l’arrêt de la métallurgie sur le site de Viviez. Puis, pour la période 1998-2001, les FE en Cd des sédiments sont de l’ordre de 20 par rapport aux concentrations des sédiments non impactés par les apports du Riou-Mort (station de Boisse-Penchot située à l’amont du Riou-Mort et référence naturelle locale avec un FE proche de 1 et des concentrations en Cd majoritairement inférieures au mg/kg). En confrontant ces FE aux flux mesurés (figure 2, p. 97), nous pouvons déduire qu’avant 1996, les flux totaux de Cd déversés dans le Lot par le Riou-Mort devaient être au minimum de 25 t/an et ont atteint 75 tonnes en 1986.

    Figure 4. Localisation des principaux barrages sur le Lot. Boisse-Penchot (BP) est situé en amont de la confluence avec le Riou-Mort (RM).

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    Cajarc est la première grosse retenue localisée à 25 km en aval de la confluence. La colonne sédimentaire de Cajarc a été datée au 137Cs sur deux carottes (points bleus et noirs ouverts). Les retombées de Tchernobyl datent parfaitement l’accident survenu à Vivier en 1986 (profondeur à 42-45 cm) caractérisé par un pic de concentration en cadmium à 300 mg/kg (d’après Audry et al., 2004b).

    15Pour diminuer les concentrations en Cd dans les sédiments de Cajarc à 1 mg/kg, qui est la valeur proche du bruit de fond géochimique local, il faudrait que le flux de Cd du Riou-Mort soit de l’ordre de 0,25 t/an.

    16En conditions hydrologiques normales, les retenues du Lot fonctionnent comme des pièges à cadmium et régulent les flux exportés par le Lot (1 à 2 t/an) à la Garonne. Toutefois, ces sédiments pollués en Cd constituent une source secondaire qui dévale jusqu’à la zone côtière lors d’évènements de crue, notamment lorsque l’onde de crue est susceptible de dépasser une hauteur critique au barrage de Temple, comme cela a été le cas en 2003 (Coynel et al., 2007b) et lors d’aménagements non contrôlés du lit majeur du Lot, ou encore lors de la construction de l’écluse de Villeneuve-sur-Lot (département 47) (Audry et al., 2004a, Blanc et al., 2006 – figure 5).

    Figure 5. Quantification des flux de cadmium exportés résultant de situations susceptibles de déstocker du cadmium piégé dans les sédiments du Lot (d’après Blanc et al., 2006 et Coynel et al., 2007).

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    17Ainsi, le transport de Cd vers l’estuaire peut être couplé aux changements climatiques, avec notamment l’augmentation du nombre d’évènements extrêmes et la capacité de gestion de ces évènements par EDF.

    18Les interventions humaines sur les cours d’eau fortement impactés comme le Lot nécessitent de considérer des procédures spécifiques visant à limiter le déplacement vers l’aval de sédiments pollués. Cela a été le cas lors de la construction de l’écluse de Fumel (département 46) pendant laquelle aucun transfert vers l’aval de Cd n’a été constaté (Coynel et al., 2006).

    Source 3 : « Lessivage des sols agricoles et épandages des boues urbaines »

    19Le cadmium est également présent dans des phosphates naturels à des teneurs comprises entre 2 et 400 mg/kg. Ainsi, l’apport de fertilisants phosphatés est un apport de Cd qui est mobilisé vers l’aval par l’érosion et le lessivage des sols. Cet apport de Cd est généralement estimé à 1 à 4 g/ha/an, ce qui représenterait un ordre de grandeur de 150 t de Cd en trente ans pour l’ensemble du bassin de la Garonne. Les boues des deux principales stations d’épuration (STEPs) bordelaises présentent des facteurs d’enrichissements sévères à très sévères, de 20 à 25 par rapport au niveau naturel (Deycard et al., 2014). En 2013, 9 000 tonnes de ces boues ont servi de fertilisants, soit 200 kg de Cd dispersés sur les sols. Sur la base de ces données professionnelles, l’hypothèse à tester serait de montrer si l’épandage agricole des boues des STEPs représente dans certains cas un apport de Cd aux sols équivalent à l’apport par les engrais phosphatés. La comparaison des flux hydriques, de MES et de Cd au niveau des stations d’observation TGM/AEAG pour quatre années (figures 6, p. 99 et figure 7) montre que les fortes pluies de 2013, surtout localisées sur les versants pyrénéens de la Garonne, ont augmenté le flux de MES de 25 % et que, malgré des concentrations de Cd particulaires comparables inter annuellement, 70 % des apports de cadmium particulaire en 2013 dérivent de l’érosion des sols des versants garonnais en amont de la confluence avec le Lot. Ainsi, ce résultat indique que l’utilisation future d’engrais phosphatés à très faibles teneurs en cadmium semble une solution à privilégier sur les terres agricoles de la Garonne et que les limites légales de concentrations de Cd (10 mg/kg, arrêté du 08 janvier 1998) pour l’utilisation des boues pour l’agriculture devraient être divisées par 10. Les rejets anthropiques de Cd et d’autres métaux, ainsi que l’érosion des sols accentués par l’agriculture intensive et les évènements climatiques extrêmes, contribuent à la pollution des eaux intermédiaires estuariennes.

    Figure 6. Comparaison des flux liquides en km3/an et de MES en millions de tonnes par an (Mt/an) pour les années 2000, 2004, 2008, et 2013 au niveau des exutoires du Riou-Mort, du Lot et de la Garonne. Noter que les flux de MES dans le Lot en 2000 résultent majoritairement de la construction d’une écluse et que les flux de MES en Garonne en 2013 résultent de l’érosion des sols en amont de la confluence avec le Lot.

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    Figure 7. Concentrations (à gauche) et flux (à droite) de Cd dissous et particulaire aux sites d’observation TGM/AEAG pour les années 2000, 2004, 2008, 2013. BDF : bruit de fond géochimique de la Gironde (0,2 mg/kg) ; Références : 10 ng/L, 1 mg/kg sont les valeurs moyennes « rivière mondiale » ; PEC : 5 mg/kg, valeur au-dessus de laquelle un impact écotoxicologique existe.

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    20Une amélioration significative de la situation actuelle passe certainement par une révision profonde des pratiques agricoles aux niveaux des amendements, de l’irrigation et des labours.

    Source 4 : « Rejet urbain de la ville de Bordeaux »

    21D’après les données acquises au cours de la thèse de Victoria Deycard (2015), les rejets intra-estuariens des STEPs de Bordeaux représentent 10 % et 1 % des apports de la Réole selon que l’on considère des rejets non traités ou traités. Près de 90 % de Cd étant retenu dans les boues de station, il est regrettable que cette pré-concentration soit dispersée définitivement lors de l’épandage agricole de ces boues. Les estimations actuelles suggèrent que la contribution annuelle de Cd de l’ensemble de l’agglomération bordelaise serait de l’ordre de 2 % par rapport aux apports de l’amont à la Réole (≈3 t/an). Toutefois, cette contribution augmente jusqu’à 5 à 40 % pour des débits d’étiage de la Garonne (Q < 200≈m3/s) (Deycard et al., 2014). L’abaissement du débit d’objectif d’étiage de 100 à 50 m3/s augmenterait certainement la contribution urbaine et accentuerait la médiocre qualité des eaux devant Bordeaux en période d’étiage.

    Source 5 : « Réactivité estuarienne : désorption du cadmium »

    22À La Réole, c’est-à-dire à l’interface continent-océan, en amont de la marée dynamique, le cadmium arrive à plus de 95 % transportés par les particules. Les concentrations de Cd dissous sont de l’ordre de 10-30 ng/L depuis 2002 (figure 8). Au début des années 1990, des valeurs moyennes de l’ordre de 150 ng/L qualifiaient les eaux de la Réole (Lapaquellerie et al., 1995). Ainsi, les eaux de La Réole sont en moyenne dix fois moins concentrées qu’elles ne l’étaient au début des années 1990 et témoignent d’un bon état écologique du point de vue de la norme DCE fixée à 90 ng/L.

    23En ce qui concerne les particules, des valeurs de 20 mg/kg ont été mesurées en 1981 pour les particules transitant à la Réole (Donard, 1983). Depuis 1990, les concentrations en Cd particulaire ont peu varié, avec des valeurs de l’ordre de 5 mg/kg, ce qui néanmoins indique une pollution sévère en référence à l’échelle GEODE adaptée aux sédiments des ports français (Masson et al., 2006). Depuis 2013, un décrochage de moitié est apparu (figure 8). Plausiblement, une forte érosion mécanique de sols peu contaminés associée à de fortes pluies pyrénéennes et une plus faible pluviométrie dans l’Aveyron et le Lot au cours de cette récente période sont à l’origine de ce décrochage.

    Figure 8. Variations mensuelles et interannuelles (en sur impression) des concentrations en Cd dissous en ng/L (à gauche) et particulaire en mg/kg (à droite) au site d’observation TGM/AEAG de « La Réole » localisé en amont de la marée dynamique, de 1999 à 2015.

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    24Les concentrations de Cd particulaire diminuent de 5 mg/kg dans les eaux à l’exutoire de la rivière à 0,45 mg/kg dans les eaux de surface de l’estuaire. Les changements de salinité dans l’estuaire causent en effet une désorption de Cd depuis les particules vers la phase dissoute et la stabilisation de Cd en phase dissoute sous forme de chloro-complexes (figure 9).

    Figure 9. Schéma du mécanisme de désorption du cadmium et stabilisation en phase dissoute sous forme de complexes chlorurés.

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    25Dans la zone de maximum de turbidité (ZMT), les concentrations en MES étant plus fortes, les concentrations en Cd le sont aussi jusqu’à 0,9 mg/kg (Robert, 2003). Ainsi, une grande partie de Cd adsorbé sur les particules de la rivière (Audry et al., 2007a) est libérée sous forme dissoute biodisponible dans la colonne d’eau de l’estuaire. Ce phénomène fait varier les concentrations de Cd dissous selon des courbes en cloche (figure 10, p. 102), avec des concentrations atteignant jusqu’à 150 ng/L, soit dix fois celles de la Réole. Les concentrations maximales déterminent les flux de Cd dissous (flux nets) exportés à la mer. La figure 11 montre une diminution des flux nets en fonction de la baisse de la pollution du bassin-versant entre les années 1980 et les années 2000 (Strady, 2010). À débit constant, le flux net exporté a diminué. Plus le temps de résidence des particules dans l’estuaire est élevé, plus les concentrations de Cd dissous sont fortes dans la masse d’eau aval caractérisée par des salinités entre 15 et 20. C’est dans cette zone que le potentiel écotoxicologique est maximum. Ce potentiel écotoxicologique maximum (PEM) est cependant fonction de l’anthropisation du bassin-versant et des variabilités extrêmes de la météorologie régionale. Ce processus de désorption est naturel. La répartition des teneurs en Cd entre les phases dissoutes et particulaires est fixée par ajustement permanent des équilibres thermodynamiques dans les gradients transitoires de salinité et de turbidité qui sont contrôlés par l’hydrodynamique de l’estuaire. Les variations d’intensité de l’hydrodynamisme estuarien permettent la dispersion des particules polluées sur l’ensemble de l’estuaire. Ainsi, la seule façon d’agir sur ce phénomène est que la concentration de Cd particulaire se rapproche le plus possible de la valeur de 0,2 mg/kg qui correspond au bruit de fond géochimique régional non désorbable. Pour cela, il faut éviter que des particules ayant des concentrations supérieures à 0,2 mg/kg soient dispersées et en conséquence diluées dans le gradient de salinité estuarien.

    Figure 10. Distribution des concentrations en Cd dissous en fonction de la salinité. Les courbes en cloche résultent de l’interdépendance des débits fluviaux et des coefficients de marée qui déterminent les temps de résidence de l’eau et des particules dans l’estuaire. PEM : potentiel écotoxicologique maximum.

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    Figure 11. Évolution décennale des flux nets journaliers de Cd en kg/jour, en fonction des débits hydriques en m3/s, enregistrés lors des missions océanographiques effectuées sur l’estuaire de la Gironde de 1982 à 2009 (d’après Strady, 2010).

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    Source 6 : « Remise en suspension des sédiments estuariens »

    26Les estuaires sont des zones de sédimentation. La remise en suspension des sédiments dépend des courants tidaux qui contribuent à la formation d’une ZMT (localement dénommée « bouchon vaseux ») dont la position dans l’estuaire dépend majoritairement du débit fluvial. Ainsi, la répartition spatiale des concentrations de Cd dans les sédiments de surface de l’estuaire (figure 12) résulte de l’hydrodynamisme de l’estuaire qui conditionne le dépôt des particules fines les plus enrichies en Cd.

    Figure 12. Distribution des concentrations en cadmium dans les sédiments de surface (10 premiers centimètres) de l’estuaire. La zone bleu clair représente la concentration de 0,2 mg/kg qui correspond au bruit de fond (BDF) géochimique naturel de l’ensemble du bassin de la Gironde. La zone verte correspond à la concentration moyenne (0,45 mg/kg) mesurée dans les MES des eaux de surface de l’estuaire.

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    27Les zones de sédimentation montrant les plus fortes concentrations en Cd sont en accord avec la modélisation de la distribution des concentrations en MES (Benaouda, 2008) et les observations satellitaires de la turbidité (Doxaran et al., 2009). Les deux zones principales d’accumulation de Cd sont les îles localisées entre Le Bec d’Ambés et Pauillac ainsi que la partie aval du canal de Saintonge, rive droite. Les concentrations, mesurées dans les dix premiers centimètres sur plus de dix ans d’observation, sont comprises entre 0,2 et 1,32 mg/kg, ce qui implique un stock significatif mais cependant relativement limité de Cd potentiellement désorbable. Cette distribution spatiale des concentrations en Cd permet d’estimer à 10 tonnes le stock total de Cd accumulé dans les 10 premiers centimètres de sédiment (Larrose et al., 2010). En considérant la même gamme de concentrations en profondeur, cela donne une estimation de l’ordre de 100 tonnes de Cd par mètre de sédiment. Toutefois, la colonne sédimentaire du bassin à flot montre un enrichissement en Cd avec la profondeur correspondant aux années de fortes productions de Zn à Viviez (Jouanneau et al., 1999, Grousset et al., 1999 – figure 13).

    Figure 13. Comparaison entre les concentrations en Cd dans les carottes de la vasière littorale Ouest-Gironde et du bassin à flot de Bordeaux et l’historique de la production de zinc à Viviez (Aveyron).

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    L’encadré rouge avant les années 1950 (vasière littorale) indique le bruit de fond géochimique régional. L’augmentation des concentrations en Cd après 1950 correspond à l’augmentation de l’activité de la métallurgie de Decazeville (la production de Zn passe de 20 à 80 Mt/an). La baisse des concentrations en surface correspond à l’arrêt de la métallurgie de Decazeville. Les sédiments déposés après 1990 présentent des concentrations légèrement supérieures au bruit de fond géochimique déterminé à la base de la carotte vasière littorale.

    28Les valeurs trouvées dans les dix premiers centimètres de cette carotte sont comparables à celles trouvées dans les sédiments de surface de l’estuaire. Entre 10 et 110 cm, les valeurs mesurées sont plus fortes, centrées sur 3 mg/kg. En dessous de 110 cm jusqu’à la base de la carotte (195 cm), les valeurs sont de l’ordre de 0,5 mg/kg. Considérant ces données, l’extrapolation à l’ensemble de l’estuaire donne un ordre de grandeur de 400 tonnes de Cd accumulées dans les 2 premiers mètres. Toutefois, ce tonnage correspond probablement à une surestimation car les particules sédimentant dans la partie aval de l’estuaire ont subi une désorption partielle de Cd vers la colonne d’eau. Ainsi, 200 à 300 tonnes de Cd seraient stockées dans les zones d’accumulation des particules fines (grain médian de l’ordre de 20 µm). Ainsi, ce stock sédimentaire de Cd estuarien serait comparable à celui des sédiments du Lot.

    29Un bilan de masse entre les flux totaux entrants (bruts) et sortants (nets) de Cd a pu être estimé pour l’année 2007 (Dabrin, 2010). La différence entre flux bruts et nets indique que la remise en suspension des sédiments de l’estuaire a contribué pour 40 % du flux sortant, soit 2,5 tonnes (figure 14, p. 103). Les sédiments de la Gironde doivent donc être considérés comme une source de Cd. Cette source correspond essentiellement aux apports de Cd entre les années 1950 et 1980 (figure 13, p. 103).

    Figure 14. Comparaison entre les flux de Cd dissous et particulaires entrants dans l’estuaire (bruts) et sortants de l’estuaire (nets) (d’après Dabrin, 2010).

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    30Les processus responsables de la remise en suspension de particules sédimentaires correspondent à la remise en suspension naturelle de la crème de vase (CV : 50 g/L < [MES] < 500 g/L). Jouanneau et al., (1993) ont montré que la crème de vase pouvait concentrer jusqu’à 70 % des particules de la ZMT de l’estuaire. Cette ZMT nommée « bouchon vaseux », dont le tonnage maximum est estimé à 6 millions de tonnes, concentre 90 % des particules estuariennes (Jouanneau et al., 1990). Cette crème de vase se forme majoritairement en condition de faible débit fluvial (Sottolichio, 1999) et s’érode lors des forts courants hivernaux de jusant (Robert, 2003).

    31Les opérations d’entretien du chenal de navigation prélèvent par dragage environ 8,8 millions de tonnes de sédiments par an dont environ 20 % sont rejetés à l’eau par surverse, à une concentration de 150 g/L sur le site de prélèvement et les 80 % restants sont déposés sur des zones de clapage autorisées, en général localisées 15 km en aval du site de prélèvement (données PAB, pour 2001, com. perso.).

    32Les travaux de thèse de Sébastien Robert (2003) et ceux publiés dans Marine Chemistry par Audry et al. (2007a) montrent que la quantification des apports de Cd biodisponible dérivant des activités de dragage de l’estuaire n’est possible que par l’intermédiaire d’un bilan de masse incluant tous les phénomènes biogéochimiques en relation avec la dissolution de Cd et sur un temps d’observation intégrant les temps de résidence des eaux (20 à 86 jours) et des particules (2 à 3 ans) (Castaing et Jouanneau, 1979).

    33Les phénomènes à considérer sont :

    1. L’impact de la dilution des particules de la rivière par les particules de la ZMT de l’estuaire ; cette ZMT (bouchon vaseux) joue un rôle régulateur pluriannuel vis-à-vis des quantités de cadmium désorbable dans l’estuaire.

    2. L’impact maximum des processus de désorption des particules du bouchon vaseux dans le gradient de salinité n’est possible que si les particules de la ZMT connaissent des conditions où le rapport salinité/concentrations en MES devient suffisamment élevé pendant un temps suffisamment long pour que ces particules libèrent tout leur cadmium désorbable chaque année. Malgré cette hypothèse maximaliste, les calculs montrent que la ZMT (masse : 6 Mt) ne constitue pas un réservoir de Cd désorbable suffisant pour expliquer l’addition de Cd constatée dans l’estuaire de la Gironde.

    3. Les impacts des processus naturels que sont les processus de diffusion moléculaire à l’interface eau-sédiment, d’érosion-dépôt de la crème de vase (CV : 50 à 500 g/L de MES), de dilution des eaux interstitielles de cette CV représentent moins de 1 % de l’addition de Cd dissous.

    4. L’impact de la remise en suspension par les opérations de dragage est double, une faible part (moins de 10 %) résulte de l’oxydation de sédiment anoxique dans la colonne d’eau et une part majoritaire (20 à 45 %) dérive de la désorption de Cd lors la dilution des particules sédimentaires dans la colonne d’eau. Ce phénomène est favorisé par le déplacement vers l’aval où les salinités sont plus élevées, des sédiments dragués et par le fait que quelle que soit la zone de dépôt, les dépôts de drague seraient, selon des sorties récentes de modélisation hydrodynamique, dispersés sur l’ensemble de l’estuaire (ARTELIA, 2016, com.perso.).

    34Ces résultats montrent que les opérations de dragage dans l’estuaire de la Gironde sont en partie responsables du maintien des fortes concentrations en Cd dans le corps mou des huîtres girondines (20 mg/kg poids sec) et littorales, malgré une situation globalement favorable à la dépollution en cadmium du bassin-versant. Ainsi, il semble raisonnable de réfléchir à des solutions alternatives de gestion des sédiments dragués. Pour cela, ces solutions alternatives devraient se mettre en place progressivement avec un contrôle de leurs conséquences sur plusieurs années.

    Comment est transféré le cadmium de la Gironde vers Marennes-Oléron ?

    35Le transfert de la pollution girondine en cadmium vers le bassin ostréicole de Marennes-Oléron reste aujourd’hui sujet à discussion à cause de la difficulté d’acquisition et de représentativité des données en zone côtière. Toutefois, des résultats significatifs seront présentés ci-dessous dans le but de faire un état de l’art sur lequel repose une proposition concrète de remédiation à l’échelle de l’estuaire.

    36Selon les résultats du RNO-ROCCH de l’IFREMER (ROCCH, 2014), le niveau de contamination du corps mou des huîtres sauvages au site de La Fosse (aval Gironde) a diminué d’un facteur 5, passant d’environ 100 mg/kg poids sec (p.s.) à la fin des années 1980 à 20 mg/kg p.s. au début des années 2000 (figure 15). Depuis cette période, les concentrations mesurées dans les huîtres de La Fosse évoluent peu et restent au-dessus de la norme de consommation fixée à 5 mg.kg p.s. en 2001 par la directive CEE/426/2001.

    37Les concentrations de Cd sont dans un ordre de grandeur au-dessus de la médiane des concentrations mesurées sur l’ensemble des huîtres sauvages de la façade Atlantique (environ 2 mg/kg p.s). La compilation des données de concentrations en Cd dans les huîtres sur les sites d’observation girondin et charentais montre clairement une diminution de la contamination des bivalves depuis le Sud vers le Nord suggérant que la contribution de la Gironde à la contamination des huîtres charentaises provient majoritairement des échanges d’eau au travers du Pertuis de Maumusson, au sud de l’île d’Oléron.

    Figure 15. Évolution du niveau de contamination des huîtres sauvages de la Gironde et de Marennes-Oléron. Après une baisse de 1979 à 2000, le niveau de contamination a peu varié depuis 2001.

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    38Cette hypothèse est en apparente contradiction avec le modèle mars 3D (PREVIMER) de l’Ifremer décrivant le déplacement des masses d’eaux salées en zone côtière (Lazure et Jegou, 1998 ; Boutier et al., 2000). Ces auteurs concluent que le cadmium est transféré majoritairement avec les masses d’eaux alimentant le bassin de Marennes-Oléron par le Pertuis d’Antioche (Nord Oléron).

    39Les travaux de thèse d’Aymeric Dabrin (2010) et d’Émilie Strady (2010) ont montré que le transfert de Cd par le Pertuis de Maumusson est plus crédible. Ces travaux pluridisciplinaires ont été effectués dans le cadre du programme « Défi Cadmium » mis en place de 2004 à 2010, cofinancé par l’AEAG, les CG33 et 17, l’Entente des départements 12, 46 et 47 et le métallurgiste « UMICORE » et dans le cadre d’un projet INSU/MESR « Votr’Tram ». Lors de ces programmes, 105 cartographies de l’extension du panache turbide de la Gironde ont été réalisées sur la base d’images satellitaires MODIS (résolution 250 m) échantillonnant toutes les conditions de vents, de débits et de coefficients de marée entre 2004 et 2007 (figure 16).

    Figure 16. Cartographies de l’extension du panache turbide de la Gironde réalisées sur 105 images satellitaires MODIS (résolution 250 m) prises sur quatre ans (2004-2007) pour différentes conditions de vents (directions indiquées en rouge sur les rosaces) et de débits de la Gironde (m3/s).

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    40L’analyse de ces cartographies montre que le panache turbide de la Gironde est connecté avec le Pertuis de Maumusson de septembre à mai lors de faibles débits (500 m3/s) pour des vents Sud-Est et Nord-Ouest et pour des débits jusqu’à 1 000 m3/s par vents d’Est. La connexion avec le Pertuis d’Antioche n’est possible que pour des débits de l’ordre de 2 900 m3/s par vents de Sud et Sud-Est. La comparaison de ces observations avec 1 460 valeurs de débit journalier sur quatre ans permet de déduire une connexion moyenne du panache girondin de 110 jours/an avec le Pertuis de Maumusson (30 % de l’année de septembre à mai) et seulement de 3 jours/an avec le Pertuis d’Antioche (1 % de l’année) (figure 17, p. 106).

    Figure 17. Analyse des conditions de vents et de débits sur 1 460 jours répartis sur 4 ans d’observations montrent que : 12 jours/4 ans (1 %) de connexion avec le Pertuis d’Antioche (en jaune) ; 451 jours/4 ans (30 %) de connexion avec le Pertuis de Maumusson (en rose) (105 jours en 2004, 108 jours en 2005, 114 jours en 2006, 114 jours en 2007).

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    41De plus, des expérimentations en laboratoire montrent que lorsque les particules de la Gironde sont diluées dans des eaux ayant des concentrations en MES inférieures à 50 mg/l, telles celles rencontrées en zone côtière, le cadmium mobilisable est totalement libéré sous forme dissoute en quelques heures (Blanc et al., 2006).

    42Ainsi, les particules girondines arrivant au Nord de l’île d’Oléron auraient épuisé leur potentiel polluant en cadmium désorbable.

    Figure 18. Comparaison de l’évolution temporelle des débits de la Gironde, en m3/s, avec les concentrations en Cd, en ng/L, aux sites d’observation du programme Votr’Tram/INSU de Port des Barques (embouchure Charente, en rouge) et de Galon d’Or (Pertuis de Maumusson, en vert).

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    43Cette hypothèse est soutenue par une observation temporelle effectuée en 2007 à Galon d’Or et à Port-des-Barques (figure 18). Cette observation montre des concentrations en cadmium dissous comprises entre 15 et 30 ng/L à l’embouchure de la Charente et entre 30 et 50 ng/L au niveau du Pertuis de Maumusson. De plus, les plus fortes concentrations sont mesurées en concomitance avec les plus forts débits de la Gironde.

    44L’ensemble de ces résultats indique que la pollution Girondine en cadmium se propage majoritairement dans le bassin de Marennes-Oléron par l’intermédiaire du Pertuis de Maumusson.

    45De plus, une compilation des données de cadmium dissous acquises lors de campagnes IFREMER en janvier, mai et décembre 1991 (Boutier et al., 2000) et des données non publiées de 2006 (mission INSU MetoGir) montrent que le panache des concentrations en cadmium dissous est essentiellement connecté avec le Pertuis de Maumusson (Sud Oléron) (figure 19).

    Figure 19. Cartographie SIG des données de concentrations de cadmium dissous dans les eaux côtières de surface. Ces données ont été acquises sur des échantillons d’eaux de mer prélevés en 1991 et en 2006 à bord de navires de la flotte nationale océanographique côtière.

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    46Si cette cartographie des concentrations en Cd dissous (figure 19) était mieux documentée par de nouvelles campagnes, elle pourrait être utilisée comme guide de clapage en mer des sédiments pollués de la Gironde. Les données de 1991 faisant référence à une pollution plus forte, suggèrent néanmoins qu’au nord de 45°50N et à l’ouest de 1°20W, les concentrations en Cd dans la colonne d’eau de mer sont comparables aux concentrations océaniques normales par effet de dilution infinie par les eaux marines.

    47Le problème à résoudre aujourd’hui est : à quelle distance des chenaux Ouest ou Sud-Gironde des clapages de sédiments estuariens pourraient être réalisés sans danger de pollution pour Marennes-Oléron ?

    48Toutefois, cette problématique nécessite de s’intéresser aux transports du cadmium fixé sur les matières en suspension côtières. Que savons-nous aujourd’hui ?

    49Pour calculer le flux de Cd particulaire exporté à la mer, il faut connaître le flux résiduel de MES, c’est-à-dire la différence entre les flux de MES entrant dans l’estuaire avec le flot et ceux sortant avec le jusant. Pour accéder à ce flux, des données ont été acquises sur une section entre la pointe de Souzac et la pointe de Grave au cours de cinq missions à la mer INSU en 2007. Ces données incluent l’intégration des vitesses de courant (ADCP) et les concentrations en MES et en Cd particulaire (prélèvements manuels) sur l’ensemble de la section. Les vitesses de courant de flot et jusant varient de 0 à 200 cm/s et les concentrations en MES de 0,01 à près de 1 g/L. Les vitesses maximales sont obtenues en vives eaux et les concentrations maximales sont acquises pour les plus forts débits de la Gironde qui positionnent le bouchon vaseux à l’aval de l’estuaire dans une position favorable à l’expulsion (Allen et al., 1977 ; Castaing et Allen, 1981 ; Sottolichio et Castaing, 1999 ; Doxaran et al., 2009). Les flux instantanés de MES ont été modélisés en affectant les concentrations mesurées aux débits calculés pour des cellules de 100 m2 à l’aide des vitesses de courant enregistrées par le profileur « ADCP ». L’extrapolation de ces flux à l’année inclut l’estimation faite par modélisation hydrodynamique « SIAM 3D » entre 700 et 2 500 m3/s, soit 0,5 Mt (Benaouda, 2008) et montre que 70 % de l’expulsion se font lors des forts débits de la Gironde (> 2 500 m3/s) avec en 2007, deux jours de crues mais probablement un seul jour de forte expulsion (1 Mt) (figure 20).

    Figure 20. Schéma associant les résultats des flux de MES exportées, issus des mesures de terrain pour des débits de la Gironde inférieurs à 700 m3/s et supérieur à 2 500 m3/s ainsi que le flux estimé par le modèle SIAM 3D pour des débits compris entre 700 et 2 500 m3/s. Le flux net (sortant) de MES est estimé à 1,6 Mt pour l’année 2007.

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    50Les concentrations en Cd particulaire déterminées sur plus de 15 points sur cette section sont peu influencées par les coefficients de marée et les débits. Elles sont de 0,44 +/- 0,04 mg/kg, fluctuant de 0,2 à 0,9 mg/kg et sont similaires aux concentrations mesurées dans les eaux de l’estuaire en 2001 (Robert et al., 2004) et en 1994 (Kraepiel et al., 1997). La valeur de 0,2 mg/kg a été mesurée dans les sédiments datés d’avant 1950 de la vasière Nord-Gironde (figure 21) (Larrose et al., 2010) et correspond au bruit de fond géochimique du bassin-versant de la Gironde (figure 21).

    Figure 21. Localisation de la vasière Ouest-Gironde, localisation de la vasière Sud-Gironde, localisation de la carotte de la vasière Ouest-Gironde (étoile rouge) avec enregistrement sédimentaire daté par Schmidt et al., (2005), des concentrations de Cd en mg/kg (à droite) (Larrose et al., 2010) et visualisation de l’isobathe 30 mètres (ligne mauve). Les flèches mauves indiquent le trajet de bateaux venant clapés des vases estuariennes sur les vasières (carrés mauves). Le trapèze mauve est une zone de clapage qui malheureusement pour les huîtres de Marennes est aujourd’hui autorisée.

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    51À ces concentrations (< 0,2 mg/kg), le cadmium n’est pas biodisponible, il est piégé dans le réseau cristallin des silicates. Si toutes les MES estuariennes avaient cette valeur de 0,2 mg/kg, l’estuaire de la Gironde ne serait pas pollué en Cd et les huîtres sauvages auraient des valeurs de l’ordre de 2 mg/kg p.s., comparables aux sites non pollués de la façade atlantique. Le potentiel de désorption en zone côtière correspond à 0,45-0,2 mg/kg multiplié par la masse expulsée, 1,6 Mt, en 2007 (ou arrondi à 2 Mt/an), soit 400-500 kg/an de Cd dissous exporté. Ainsi, la contribution de Cd biodisponible apportée par l’exportation de particules en zone côtière représente environ 10 % du flux annuel de Cd dissous.

    52Le clapage à l’embouchure de la Gironde (salinité ≤ 25, sites actuellement autorisés entre la pointe de Grave et le phare de Cordouan) de 2 Mt/an de sédiment estuarien contaminé à 0,9 mg/kg, pourrait donc contribuer à un apport supplémentaire maximum de Cd dissous biodisponible d’environ 1,5 t ((0,9 - 0,2 g/t) x 2.106t = 1,4t). Dabrin (2010) estime que 5 à 15 % du flux annuel de Cd particulaire expulsé de la Gironde atteignent Marennes-Oléron par le Pertuis de Maumusson. Ainsi, environ 150 kg/an de Cd biodisponible supplémentaire pourraient être transférés à Marennes-Oléron. Ceci serait préjudiciable à la contamination des huîtres de Marennes.

    53Les résultats disponibles à ce jour permettent ainsi de proposer des conditions optimales de clapage en mer franche. Si le clapage se fait dans des eaux de salinité ≥ 32, dans la direction de la vasière Sud-Gironde voire Ouest-Gironde, il ne devrait pas y avoir de conséquence sur un transfert de cadmium vers Marennes-Oléron et cela aurait l’avantage de dépolluer l’estuaire du cadmium biodisponible en quelques années, tout en diminuant l’effort de dragage du chenal de navigation. D’après le modèle « Previmer », de telles eaux sont présentes de mai à novembre dans le Sud-Ouest de Cordouan, dans la direction de la vasière Sud-Gironde. Ainsi, le clapage de sédiments estuariens en mer franche devrait être programmé de préférence en période estivale.

    54Bien évidemment, une étude d’impact côtier sera nécessaire pour valider la faisabilité d’un tel projet, certainement bénéfique à moyen et long terme d’un point de vue de l’écologie patrimoniale, de la réappropriation sociale de l’estuaire et de l’économie régionale. Il est à noter que beaucoup d’autres métaux (Cu, Ag, Hg, Pb…) mais aussi les PCBs et autres composés organiques, ont plus d’affinité que le cadmium pour les particules. Ainsi, l’opération de clapage en mer proposée devrait être considérée comme une remédiation de nombreux polluants accumulés depuis plusieurs années dans les sédiments de l’estuaire et qui sont redistribués sur l’ensemble de la colonne d’eau estuarienne par les opérations de dragage. L’analyse précise des sédiments à claper permettra de caractériser le cortège de polluants impliqués et de simuler leur impact lors du clapage en mer.

    55Les résultats de transferts de cadmium vers Marennes-Oléron, majoritairement par le Pertuis de Maumusson, sont aussi cohérents avec la distribution des concentrations de Cd dans les sédiments de la Baie de Marennes-Oléron. Ces sédiments présentent de faibles valeurs moyennes proches de 0,2 mg/kg (brassage intense des sédiments dans la colonne d’eau marine de la Baie), mais montrent des facteurs d’enrichissement plus élevés dans la partie sud de La Baie (Strady et al., 2011 a). Toutefois, les rapports métalliques normalisés déterminés sur la fraction non-réactive de particules collectées en Gironde, Charente et tout le secteur côtier, indiquent que les sédiments accumulés dans la baie de Marennes-Oléron sont de 50 % à plus de 90 % majoritairement originaires des apports de la Gironde. La contribution moyenne calculée est de 84 % (Dabrin et al., 2014). Les flux annuels de MES estimés au niveau du Pertuis de Maumusson représenteraient de 5 à 30 % de la totalité du flux annuel de MES expulsés par l’estuaire de la Gironde (Dabrin et al., 2014).

    56Un suivi pluridisciplinaire de contamination des huîtres durant trois mois (d’avril à juillet 2009) sur l’estran de Ronces-les-Bains (Sud baie de Marennes-Oléron) a également montré que (1) les huîtres se contaminent en cadmium en proportion équivalente par voie directe (branchies) et par voie trophique (glandes digestives) et (2) la distribution et la bioaccumulation du cadmium ne sont pas influencées par la remise en suspension des sédiments et planctons benthiques par les cycles tidaux sur les estrans mais sont principalement contrôlées par l’hydrodynamique régionale et les apports par le panache de la Gironde (Strady et al., 2011 b). De plus, le mésozooplancton, et plus spécifiquement les copépodes, pourraient jouer un rôle dans le transport de cadmium particulaire dans la zone côtière (Miramand et al., 1998 et 2001).

    57Les bilans de masse, calculés sur la base des données acquises dans le programme « Défi Cadmium », suggèrent qu’environ 80 % du cadmium total (dissous + particulaire) sortant de la Gironde sont dilués dans l’océan ouvert. Toutefois, cette libération massive de cadmium en zone côtière n’impacte pas les concentrations de cadmium dissous et biodisponible des eaux marines (eaux de salinité ≥ 32) de surface (figure 19 p. 106). Ainsi, il est raisonnable de poser l’hypothèse que le clapage en mer de quantités contrôlées dans des eaux ayant des bathymétries supérieures à 30-40 mètres ne devrait pas avoir d’impact polluant dans la zone côtière (figure 21, p. 107). Cela mérite au moins d’être considéré et rigoureusement testé.

    Conclusion

    58Les eaux côtières sont très efficaces pour limiter la propagation de la pollution au cadmium de l’estuaire de la Gironde (1) par désorption du cadmium labile et dilution infinie des concentrations en cadmium dissous par les eaux marines et (2) par sédimentation permettant la séquestration du cadmium particulaire résiduel lithogène et de sa fraction labile restante. Les résultats acquis sont encourageants et pourraient être mis à profit dans de futurs plans de gestion des sédiments, plus favorables à une restauration progressive de la biodiversité estuarienne. Cette biodiversité sera contrainte de s’adapter aux inéluctables changements climatiques futurs mais continuera à se dégrader si aucune action n’est entreprise pour limiter la dispersion des polluants actifs dans les eaux estuariennes et côtières.

    59L’action de restauration à l’issue de ce travail de synthèse scientifique propose de déplacer une partie des sédiments pollués vers une zone de sédimentation de particules fines de la zone marine franche. La vasière Sud-Gironde pourrait être une zone de test pour établir un protocole précis des relargages en mer dont le but serait une séquestration définitive d’une partie des polluants estuariens. La baisse des concentrations en cadmium dans les huîtres girondines et oléronaises serait le témoin de l’efficacité de la méthode.

    60Une baisse de la pression de dragage dans l’estuaire devrait agir sur la turbidité des eaux et donc sur l’oxygénation des eaux, mais aussi sur la dispersion et sur le temps de résidence des polluants transportés par les particules dans les masses d’eaux salées et douces de l’estuaire.

    61D’autres actions de séquestration sédimentaire pourraient être envisagées comme la séquestration passive vers des casiers en amont de Bordeaux alimentés à marée haute (coefficients moyens à forts) en période d’étiage lors de la remontée du « bouchon vaseux ». Un dispositif hydraulique avec une succession de seuils en chevrons permettrait de piéger une fraction des particules du bouchon vaseux sur la rive et de rejeter de l’eau réoxygénée à marée basse. Un tel dispositif aurait certainement une action bénéfique sur l’oxygénation des eaux devant Bordeaux tout en confinant une majorité de polluants adsorbés sur les particules. Une végétalisation de la zone d’épandage par des plantes appropriées pourrait compléter ce dispositif passif de dépollution progressive.

    62Toutefois, chaque action entreprise devrait être successivement testée sous forme d’étude pilote, suivie lors de sa mise en place et évaluée à posteriori. L’étalement temporel de la démarche a aussi des avantages sur la priorisation des fonds à investir en fonction de la pertinence des résultats acquis et devrait permettre de respecter les équilibres économiques des investisseurs en fournissant à ceux-ci une fenêtre publicitaire positive pour la sauvegarde des environnements aquatiques littoraux. Il est surprenant de constater que l’option de clapage en mer a été adoptée en Loire et en Seine et non encore envisagé en Gironde.

    II. Autres contaminations métalliques impactant l’estuaire de la Gironde

    63Les travaux scientifiques menés au sein de l’équipe « Transferts Géochimiques des métaux à l’interface continent-océan » (TGM) de l’UMR EPOC de l’université de Bordeaux ont mis en évidence une contamination polymétallique dans l’estuaire de la Gironde. Depuis une quinzaine d’années, les études géochimiques et écotoxicologiques de l’UMR EPOC montrent que parmi les huit polluants métalliques prioritaires (Cd, Hg, Pb, As, Ni, Cu, Cr, Zn) considérés par la communauté européenne (2000/60/EC) seul le chrome (Cr) n’aurait pas d’impact sur l’estuaire de la Gironde. En plus du cadmium, les données acquises sur les compartiments sédimentaires, aqueux et biologiques sur le cuivre et, dans une moindre mesure, sur le mercure, permettent de proposer des modèles hiérarchisant quantitativement les sources et les processus responsables de la propagation géographique et temporelle de la contamination. Pour les autres éléments, des développements de méthodes analytiques sont encore nécessaires pour accéder à leur dosage systématique en trace dans les eaux saumâtres et marines de l’estuaire. L’incorporation récente du TBT (Tri-Butylétain) dans la liste DCE a suscité des investigations sur les organo-étains dans l’estuaire de la Gironde. La première étude, effectuée en 2009 par l’IFREMER, a déclassé de la masse d’eau aval de l’estuaire de la Gironde. Les travaux de Frédérique Pougnet (2018) confirment ces conclusions et suggèrent que la source principale de TBT dans les masses d’eaux en aval de l’estuaire provient majoritairement des opérations de curage sédimentaire des ports de l’estuaire. La remise en suspension et le déversement dans la colonne d’eau de sédiments contaminés libèrent le TBT en phase dissoute. Le TBT se dégrade ensuite progressivement en DBT (Di-Butylétain) et MBT (Mono-Butylétain), puis définitivement en étain.

    64Jusqu’à la fin du xxe siècle, l’homme a exploité massivement une quinzaine des métaux dits de base, le cuivre étant le troisième le plus utilisé après le fer et l’aluminium. L’essor des nouvelles technologies du xxie siècle et la généralisation de l’incorporation de nanoparticules métalliques dans de nombreux matériaux de la vie courante ont porté à plus de cinquante le nombre de métaux massivement utilisés. Ces métaux sont dits pour certains économiquement critiques et peuvent être qualifiés d’émergents puisque nouvellement transférés dans les environnements aquatiques, notamment par l’intermédiaire des rejets urbains. Sachant que les deux tiers de la population mondiale vivent à moins de 100 km des côtes, les zones estuariennes comme la Gironde sont le théâtre de nouvelles contaminations métalliques émergentes. Du manque de connaissance sur les cycles biogéochimiques naturels des métaux nouvellement déversés par l’homme découle une absence de normes environnementales. Ainsi, ces contaminations métalliques émergentes font prévoir à court et moyen termes, une augmentation de la vulnérabilité des écosystèmes estuariens sur lesquels pèsent déjà de fortes pressions anthropiques. À titre d’exemple, l’argent et le platine sont deux métaux émergents pour lesquels des impacts ont été mis en évidence dans l’estuaire de la Gironde (Lanceleur et al., 2011 a et b ; Cobelo-Garcia et al., 2014 ; Abdou et al., 2016). Ces deux éléments étaient émis par les activités métallurgiques de l’Aveyron et la réactivité estuarienne influence le positionnement de la zone de pression d’exposition maximum des huîtres sauvages. Toutefois, l’augmentation constatée des concentrations en Ag et Pt dans le corps mou des huîtres sauvages de la Gironde est aussi attribuable à l’utilisation de nanoparticules d’argent comme biocide, notamment pour les textiles, d’iodure d’argent pour les canons « anti-grêle » largement utilisés dans le Sud-Ouest et à l’utilisation du platine dans les pots d’échappement à catalyses des véhicules automobiles diesels. À ce jour, nous n’avons aucune idée de la dispersion en Gironde du palladium utilisé pour les véhicules à essence par exemple.

    65Dans le but de diminuer les rejets métalliques issus de l’urbanisation (Antoine Lerat, thèse en cours), de l’exploitation agricole des terrains versants de la Garonne et de la Gironde et de l’activité métallurgique ancienne (Decazeville), il semble nécessaire de pousser plus avant les observations de terrain et les mesures quantitatives discrètes, fiables et représentatives des apports en métaux à l’estuaire. Les mesures intégratives par capteurs passifs et les modélisations numériques hydrodynamiques ont peu de chance d’aboutir à un résultat crédible sans la prise en compte de données biogéochimiques correctement interprétées en termes de flux, de processus et de sources.

    66À l’issue des travaux de thèses de l’équipe TGM-EPOC (Sébastien Robert, 2003 ; Stéphane Audry, 2003 ; Alexandra Coynel, 2005 ; Sabine Castelle, 2008 ; Matthieu Masson, 2007 ; Aymeric Dabrin, 2009 ; Laurent Lanceleur, 2011 ; Aurélie Larrose, 2011 ; Victoria Deycard, 2015 ; Mathilde Mikolacski, 2016), nos recommandations aux gestionnaires sont les suivantes :

    1. La source ponctuelle d’Ag mise en évidence sur la Jalle doit être localisée plus précisément, puis réduite, voire supprimée.

    2. D’autres sources ponctuelles de Hg, Cu, Ag, Zn, Cd et Pb doivent être identifiées au niveau du centre urbain. La mise en place d’un suivi avant et après les actions de remédiation visant à réduire ces sources sera nécessaire pour quantifier l’efficacité des actions entreprises.

    3. 60 à 80 % des métaux sont piégés dans les boues d’épuration. Un travail sur la lixiviation sur des parcelles d’épandage des boues doit être envisagé pour quantifier les éventuelles libérations de métaux vers le milieu aquatique, notamment dans le cadre de submersions accidentelles (tempêtes) ou provoquées (dépoldérisation, étalement des crues).

    4. Bien que Ni ne soit pas un contaminant urbain majeur, sa solubilisation au cours des traitements en STEPs devrait pouvoir être améliorée. L’abattement d’As, Zn et Cu pourrait également être amélioré.

    5. Bien que l’abattement d’Ag dans les STEPs soit efficace, les 20 % restants déversés dans le milieu aquatique ont un impact sur les organismes en aval de l’estuaire. Il serait donc nécessaire d’améliorer les performances de sa récupération pour limiter son rejet dans le milieu naturel.

    6. Le rejet direct d’eaux usées urbaines a un très fort impact sur l’apport des métaux dans la Gironde avec des conséquences toxicologiques. Ainsi une attention particulière devra être portée sur l’identification de sources ponctuelles se déversant dans les trois cours d’eaux urbains. Le travail engagé pour éviter les « by-pass » devrait être poursuivi, notamment le dimensionnement et les fonctionnalités des réservoirs d’orage, des zones de lagunage naturel dans des zones vertes sont conseillées.

    7. De nouvelles études sont à développer sur des métaux dits rares, voire économiquement critiques, notamment en Europe. L’objectif de ces études sera de proposer des procédures permettant leur quantification à des concentrations de l’ordre du ng/L dans des matrices chargées et caractérisant les processus contrôlant la mobilité de ces métaux émergents dans les environnements aquatiques.

    8. Trois points méritent notre attention de par leurs effets sur la pollution métallique :

    1. Le bouchon vaseux fonctionne comme un piège temporaire de métaux (Ag est piégé sur les particules entre 0 et 5 de salinité et libéré sous forme dissoute biodisponible avec un maximum entre 15 et 20 de salinité). Ce bouchon vaseux semble se positionner plus longuement en amont de Bordeaux en lien avec la baisse des apports hydriques du fleuve Garonne1. De plus, pour des concentrations en MES supérieures à 100 mg/L, les particules estuariennes agissent indirectement sur la destruction de la matière organique labile générée par photosynthèse dans la zone fluviale. Ceci a pour conséquence de libérer du cuivre en phase dissoute en amont de Bordeaux en période d’étiage (Masson et al., 2011). Toutefois, 20 % à 45 % de ce Cu proviendraient des rejets urbains (Petit et al., 2013). Ainsi, la dynamique du bouchon vaseux a des conséquences sur la biodisponibilité des métaux à la fois en amont et en aval de Bordeaux. Un travail sur une meilleure gestion de boues de dragage pour l’entretien du chenal de navigation devrait être envisagé (voir paragraphe cadmium). Cette meilleure gestion doit s’étendre aux sédiments de ports dont la remise en suspension anthropique provoque des pics de pollution en TBT.

    2. L’impact de Bordeaux Métropole en termes d’apports métalliques est d’autant plus visible lors des périodes d’étiage. Si les débits d’objectifs d’étiage devaient être divisés par deux par rapport à l’actuel, l’impact de la métropole sera d’autant plus prégnant.

    3. Une optimisation des méthodes anti-grêles impliquant une diminution des quantités d’iodure d’argent utilisées devrait accompagner l’effort de la ville pour réduire les quantités d’Ag déversées dans les systèmes aquatiques receveur.

    Ce qu’il faut retenir
    Les transferts de cadmium vers l’estuaire dépendent du couplage entre climat (nombre d’évènements extrêmes) et mode de gestion de ces évènements sur les ouvrages hydro-électriques.
    Les opérations de dragage dans l’estuaire de la Gironde sont en partie responsables du maintien des fortes concentrations en Cd dans le corps mou des huîtres girondines (20 mg/kg poids sec) et littorales.
    Les bilans de masse (données d’observation à long terme), suggèrent qu’environ 80  % du cadmium total (dissous + particulaire) sortant de la Gironde sont dilués dans l’océan ouvert.
    Au nord de 45°50N et à l’ouest de 1°20W, par effet de dilution par les eaux marines, les concentrations en cadmium dans la colonne d’eau de mer sont comparables aux concentrations océaniques normales.
    La pollution Girondine en cadmium se propage majoritairement dans le Bassin de Marennes-Oléron par l’intermédiaire du Pertuis de Maumusson.
    Évolutions récentes
    Une situation globalement favorable à la dépollution en cadmium sur le bassin-versant est observée.
    Toutefois, cette pollution perdure en Gironde et d’autres sont découvertes (argent, platine, butylétain…).
    Perspectives
    Les mesures de confinement des déchets et de retraitement des eaux souterraines sur le site métallurgique de Viviez ont considérablement contribué à la diminution de la pollution des huîtres sauvages en Gironde.
    Pour atteindre la résilience totale du système, il faudrait que les flux totaux actuels de cadmium soient divisés par 10, d’où l’importance de maintenir le suivi de flux pour quantifier les effets du dernier plan de remédiation.
    Plus de 95  % du cadmium transporté par le Riou-Mort étaient jusqu’alors facilement mobilisables et donc biodisponibles dans l’estuaire de la Gironde.
    Il est nécessaire de tester le potentiel d’échange eau-particule du cadmium émis par le bassin de Decazeville après le dernier plan de remédiation.
    Le clapage en mer franche pose les questions de la période et de la dispersion des composés dissous et particulaires sur les zones côtières adjacentes.
    Les questions autour de la période (estivale), des quantités contrôlées de sédiments estuariens à rejeter et de la détermination d’une zone de clapage évitant un impact sur la zone côtière (vasière sud Gironde ?) devraient être abordées.
    La zone de clapage aujourd’hui autorisée en aval de Royan devrait être reconsidérée.
    Les opérations de clapage en mer franche sont à considérer comme une remédiation de nombreux polluants accumulés dans les sédiments de l’estuaire et qui sont continuellement redistribués sur l’ensemble de la colonne d’eau estuarienne.
    L’analyse précise des sédiments à claper permettra de caractériser le cortège de polluants impliqués et de simuler leur impact lors du clapage en mer.
    La quantification des métaux dits rares, voire économiquement critiques, à des concentrations de l’ordre du ng.L-1, dans des matrices chargées et influant sur les processus contrôlant la mobilité de ces métaux dans les environnements aquatiques est complexe.
    De nouvelles études sont à développer sur des métaux rares. L’objectif de ces études sera de proposer des procédures permettant leur quantification dans ces environnements aquatiques complexes.
    Dans un contexte accru de pollution estuarienne, un des enjeux pour la gestion actuelle de l’environnement concerne le suivi des flux, processus biogéochimiques et sources associés aux contaminants.
    Il est nécessaire de soutenir les observations de terrain et les mesures quantitatives discrètes, fiables et représentatives des apports en métaux à l’estuaire qui, couplées aux mesures intégratives (capteurs passifs) et aux modélisations hydrodynamiques, permettront de faire progresser les connaissances.

    Notes de bas de page

    1 Voir Partie 1, Chapitre 4.

    Auteurs

    • Gérard Blanc
    • Pierre Anschutz
    • Nathalie Tapie
    • Hélène Budzinski
    • Alexandra Coynel
    • Marie-Hélène Devier
    • Pierre Labadie
    • Jörg Schäfer
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    Gérard Blanc, Pierre Anschutz, Nathalie Tapie et al.

    Quel est le risque d’eutrophisation de la Gironde ?

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    Les contaminants organiques dans les compartiments abiotiques de l’estuaire de la Gironde

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    L'estuaire de la Gironde : un écosystème altéré ?

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    L'estuaire de la Gironde : un écosystème altéré ?

    Ce livre est cité par

    • (2023) Estuarine Cities Facing Global Change. DOI: 10.1002/9781394225941.ch6
    • Dauvin, Jean-Claude. (2023) Érosion de la biodiversité marine, méprise ou réalité : le cas des invertébrés marins benthiques en Manche (Atlantique Nord-Est). VertigO, 23-1. DOI: 10.4000/vertigo.39835

    Ce chapitre est cité par

    • Pougnet, F.. Blanc, G.. Mulamba-Guilhemat, E.. Coynel, A.. Gil-Diaz, T.. Bossy, C.. Strady, E.. Schäfer, J.. (2021) Nouveau modèle analytique pour une meilleure estimation des flux nets annuels en métaux dissous. Cas du cadmium dans l’estuaire de la Gironde. Hydroécologie Appliquée, 21. DOI: 10.1051/hydro/2019002

    L'estuaire de la Gironde : un écosystème altéré ?

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    Blanc, G., Anschutz, P., Tapie, N., Budzinski, H., Coynel, A., Devier, M.-H., … Schäfer, J. (2020). La contamination métallique de l’estuaire de la Gironde. In B. Sautour & J. Baron (éds.), L’estuaire de la Gironde : un écosystème altéré ?. Pessac: Presses Universitaires de Bordeaux. https://doi.org/10.4000/books.pub.45038
    Blanc, Gérard, Pierre Anschutz, Nathalie Tapie, Hélène Budzinski, Alexandra Coynel, Marie-Hélène Devier, Pierre Labadie, et Jörg Schäfer. « La contamination métallique de l’estuaire de la Gironde ». In L’estuaire de la Gironde : un écosystème altéré ?, édité par Benoît Sautour et Jérôme Baron. Pessac: Presses Universitaires de Bordeaux, 2020. doi:10.4000/books.pub.45038.
    Blanc, Gérard, et al. « La contamination métallique de l’estuaire de la Gironde ». L’estuaire de la Gironde : un écosystème altéré ?, édité par Benoît Sautour et Jérôme Baron, Presses Universitaires de Bordeaux, 2020, https://doi.org/10.4000/books.pub.45038.

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    Sautour, B., & Baron, J. (éds.). (2020). L’estuaire de la Gironde : un écosystème altéré ?. Pessac: Presses Universitaires de Bordeaux. https://doi.org/10.4000/books.pub.44868
    Sautour, Benoît, et Jérôme Baron, éd. L’estuaire de la Gironde : un écosystème altéré ?. Pessac: Presses Universitaires de Bordeaux, 2020. doi:10.4000/books.pub.44868.
    Sautour, Benoît, et Jérôme Baron, éditeurs. L’estuaire de la Gironde : un écosystème altéré ?. Presses Universitaires de Bordeaux, 2020, https://doi.org/10.4000/books.pub.44868.
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