4 Résultats

4.1 Les paramètres physico-chimique

4.1.1 L’azote

Les concentrations mesurées contenant de l’azote sont :

• La concentration en azote global

• La concentration azote ammoniacal et organique (azote kjeldahl)

• La concentration en nitrate

• La concentration en nitrite

L’ensemble de ces données sont disponibles pour les points 1, 2 et 5 ; les points 3 et 4 faisant uniquement l’objet de mesure par bandelette nitrate (cf. chapitre 3) (fig. 3.1).

Le tableau ci-dessous présente les classes d’état telles que définies dans le code de l’environnement pour ces deux éléments. Aucun seuil n’est émis pour l’azote global et kjeldahl (l’astérisque indique que « les connaissances actuelles ne permettent pas de fixer des seuils fiables pour cette limite »).

Paramètres par élément de qualité (unités)	Code	Limites des classes d'état
		Très bon/ Bon	Bon/ Moyen	Moyen/ Médiocre	Médiocre/ Mauvais
NH4+ (mg NH4+/l)	1335	0,1	0,5	2	5
NO2-(mg NO2-/l)	1339	0,1	0,3	0,5	1
NO3-(mg NO3-/l)	1340	10	50	*	*

4.1.1.1 Azote global

L’azote global représente la somme des quatre formes suivantes : azote organique, azote ammoniacal, azote nitrique, azote nitreux.

Les mesures de l’azote global sont réalisées en laboratoire. Depuis le début des échantillonnages, 44 mesures de l’azote global ont été enregistrées, tous points confondus. Le premier résultat enregistré date du 07 juin 2021 et le dernier du 21 juillet 2022.

Figure 4.1: Boîtes à moustache de l’azote global aux points de mesure

La figure 4.1 indique une valeur aberrante au point 5, elle sera éludée dans la suite de l’analyse. Le nombre de valeurs reste limité, notamment pour le point 5, il faut donc rester prudent dans l’interprétation des données²⁷. Les points 1 et 5 montrent une faible variabilité de la concentration en azote global — dans la mesure où la valeur extrême du point 5 est considérée comme aberrante. Le point 2, en revanche, présente une variabilité plus élevée (écart-type = 2.83) et enregistre les maximums recueillis sur la période d’échantillonnage. Le point 1 possède les plus faibles concentrations (cf. Annexe C, section C.1.1).

La figure 4.2 représente l’évolution de la concentration en azote global aux points de prélèvement. Au point 5, les concentrations sont stables et ne présentent pas de variations importantes comme le montre la figure 4.1. De la même façon, le temps ne semble pas expliquer de manière évidente les variations de la concentration en azote global à l’exutoire de l’étang (point 1). Le point 2, quant à lui, semble posséder des concentrations plus fortes durant la saison estivale qu’hivernale ; la chute des valeurs à partir du mois de mai pourrait s’expliquer par la remontée des eaux de l’étang jusqu’au point d’échantillonnage dans le cours d’eau en provenance du marais.

Figure 4.2: Évolution de la concentration en azote global aux points de mesure

4.1.1.2 Azote kjeldahl

« L’azote kjeldahl représente l’ensemble des formes réduites de l’azote contenues dans les eaux, c’est-à-dire la somme de l’azote organique et de l’azote ammoniacal (ce qui exclut les nitrites et les nitrates) » (wikihydro)

Entre le 07 juin 2021 et 21 juillet 2022, 44 valeurs de concentration en azote kjeldahl ont été mesurées.

Figure 4.3: Boîtes à moustache de l’azote kjeldahl aux points de mesure

Le point 1 (exutoire de l’étang) présente la plus forte concentration d’azote kjeldahl moyenne et possède une variabilité importante comparée aux autres points. Au point 5, la concentration est faible et stable (exception faite de la valeur extrême). Les valeurs au point 2 se trouvent entre ces deux extrêmes (fig. 4.3 & cf. Annexe C, section C.1.2).
Dans la suite de l’analyse la valeur extrême au point 5 sera éconduite et les valeurs inférieures au seuil de détection seront manifestées à ce seuil même.

On trouve ci-dessous la description statistique des concentrations en azote kjeldahl en chaque point échantillonné.

Figure 4.4: Évolution de la concentration en azote kjeldahl aux points de mesure

La figure 4.4 présente l’évolution des concentrations en azote kjeldahl au cours de la période d’échantillonnage. Ainsi que nous l’avons décrit plus haut, le point 5 présente peu de variations. Les concentrations augmentent de manière significative au point 1 en été sous l’impulsion des efflorescences phytoplanctoniques et diminuent dès l’entrée dans l’hiver. Les valeurs élevées enregistrées aux mois de septembre et d’octobre pourraient être en lien avec le processus d’ammonification, un bloom tardif ou encore la remise en suspension des sédiments par les coups de vent automnaux.
L’augmentation des valeurs au point 2 en été 2022 peut s’expliquer de la même façon que la baisse concomitante en azote global sur la même période (cf. section 4.1.1.1).

4.1.1.3 Nitrate

Le nitrate est la forme minérale oxydée de l’azote (\(NO_3^-\)). Très solubles dans l’eau, les nitrates constituent la forme de l’azote la plus commune, la plus stable et la plus biodisponible dans les milieux aquatiques bien oxygénés (wikihydro, cons. 07/08/2022).

Les données concernant le nitrate sont acquises de deux manières : par analyse en laboratoire et par bandelettes nitrates (cf. section 3.2).

Des données historiques sont également disponibles pour le point 5. Les premières données remontent à 1996 (IFREMER) et deviennent régulières (environ un prélèvement par mois) à partir de 2011.

4.1.1.3.1 Comparaison entre les deux méthodes

Certaines mesures de bandelettes nitrate sont concomitantes avec les prélèvements (point 1 et 2), il est donc possible d’évaluer la fiabilité des résultats obtenus par les bandelettes. On effectue une régression linéaire entre les données acquises par prélèvement et celles acquises avec les bandelettes nitrate (fig. 4.5.

Figure 4.5: Comparaison de la méthode des bandelettes nitrate avec les analyses en laboratoire

Les valeurs semblent bien corrélées entre 10 et 25 \(mg/l~NO3\), au-dessus et en-dessous de ce seuil les variations sont plus importantes. Le \(R^2\) est correct.

4.1.1.3.2 Résultats

La figure 4.6 décrit la variation des concentrations en nitrate sur l’ensemble des points. On constate que les points 3 et 4 (fig. 3.1) enregistrent les valeurs les plus importantes. Ces points sont échantillonnés sur les cours d’eau de la falaise morte, avant qu’ils ne pénètrent dans le marais. Le point 2 correspond à l’exutoire du drain principal du marais, on observe une nette diminution des concentrations en lien avec un abattement important de l’azote par les milieux humides en amont. Le point 1, correspondant à l’exutoire de l’étang, enregistre les plus faibles concentrations. Le point 5 représente les concentrations en nitrate de l’Alanan au lieu-dit Cléguer, celles-ci sont en moyenne plus élevées qu’au point 2 mais demeurent inférieures à celles des points 3 et 4. Les variations sont importantes pour l’ensemble des points (cf. Annexe C, section C.1.3).

Figure 4.6: Boîtes à moustache du nitrate aux points de mesure

Entre le point 4 et le point 2 l’abattement moyen du nitrate est de 58 %, l’étang (point 1) abattant 28 % de la concentration initiale ; 86 % du nitrate est abattu en moyenne entre le point 4 et le point 1. Ces valeurs sont sensiblement inférieures entre le point 3 et le point 1.
Entre le point 5 et le point 1 l’abattement moyen est de 75 %.

Le nombre de données étant plus important que pour les concentrations en azote kjeldhal et global, on moyenne les valeurs par mois pour former des séries temporelles en chaque point (fig. 4.7).
La dynamique des concentrations aux points 3 et 4 est globalement similaire (excepté pour juin 2022). On observe également quelques similitudes entre la dynamique des points 2 et 5 notamment entre les mois de septembre 2021 et avril 2022. Les dernières valeurs concernant le point 2 peuvent être biaisées dans la mesure où le déficit hydrique a engendré un assèchement du drain et une remontée des eaux de l’étang jusqu’au point d’échantillonnage. À l’exutoire de l’étang (point 1), on observe une augmentation des concentrations pendant l’hiver et une diminution en été, dynamique classique des milieux côtiers (cf. section 2.4.1.3).

Figure 4.7: Évolution de la concentration en nitrate aux points de prélèvement

Le point 5 est échantillonné tous les mois depuis 2011 par le Syndicat Mixte des Eaux du Bas Léon (fig. 4.8). Sur la période considérée, on observe une saisonnalité caractérisée par des concentrations en nitrate globalement plus élevées en été qu’en hiver. Cette observation souffre de nombreuses exceptions. L’échantillon ne semble pas présenter de tendance ni à la hausse ni à la baisse.

Figure 4.8: Évolution de la concentration en nitrate au point 5

4.1.1.3.3 Campagne sur le bassin versant

Une campagne d’acquisition des concentrations en nitrate par bandelettes nitrate sur le bassin versant de l’Alanan et le marais du Curnic a été réalisée le 4 juillet et le 4 août 2022 (fig. 4.9). Insistons sur le fait qu’il s’agit d’une première image, le nombre de données étant limité. Ces campagnes devront être poursuivies pour confirmer les hypothèses que nous formulerons ici. Notons que l’important déficit hydrique qui sévit durant cet été 2022 a induit une absence d’écoulement dans certains cours d’eau qui n’ont donc pas pu être mesurés.

De manière générale, les sources possèdent des concentrations en nitrate plus élevées que la partie avale des cours d’eau mettant ainsi en évidence les concentrations élevées de la nappe.
La question de l’abattement du nitrate dans l’Alanan à l’entrée dans le marais reste entière dans la mesure où l’abattement entre le point S et le point 5 est de 26 % le 4 août et bien moindre le 4 juillet (11 %). On relève également que l’abattement semble négligeable dans le canal (en bordure de l’étang).
Dans le marais, on observe une diminution progressive des concentrations depuis la falaise morte jusqu’à l’étang, conformément au suivi régulier des points 3, 4 et 2.

Une analyse comparée de ces valeurs avec l’occupation du sol semble s’imposer pour la suite de ce travail.

Figure 4.9: Concentration en nitrate (NO3 mg/l) sur le bassin versant de l’Alanan et dans le marais du Curnic le 4 juillet et le 4 août 2022. Il s’agit d’une carte interactive, vous pouvez choisir le fond de carte de votre choix et décocher les couches que vous souhaitez ; il est possible de cliquer sur les points, une infobulle s’affichera

En se référant aux seuils formulés par le code de l’environnement, les concentrations en nitrate sont préoccupantes sur le bassin-versant. À l’exutoire, celles-ci sont considérablement amoindries par l’important abattement fourni par le marais et l’étang.

4.1.1.4 Nitrite

Forme oxydée stable de l’azote, de formule \(NO_2^-\). Les nitrites sont souvent présents dans des rejets traités mais comme la nitratation (qui transforme les nitrites en nitrates) est plus rapide que la nitritation, on trouve rarement des nitrites à des concentrations appréciables dans les milieux récepteurs. (wikihydro cons. 08/08/2022 14:09)

La figure 4.10 montre une faible concentration en nitrite en tous les points de prélèvement. On identifie un pic de concentration le 7 avril 2022 pour les points 1 et 2.
Aucune bandelette nitrate n’a identifié de nitrite sur l’ensemble de la période d’échantillonnage.

Figure 4.10: Boîtes à moustache du nitrite aux points de mesure.

L’échantillon ne présente pas de variabilité temporelle marquée ; les maximas figurent des pollutions ponctuelles (fig. 4.11 & cf. Annexe C, section C.1.4).

Figure 4.11: Évolution de la concentration en nitrite aux points de mesure

4.1.2 Phosphore

Les concentrations mesurées contenant du phosphore sont :

• La concentration en phosphore total \(P\)

• La concentration en orthophosphate \(PO^{3-}_4\)

Le tableau ci-dessous présente les classes d’état telles que définies dans le code de l’environnement pour ces deux éléments.

Paramètres par élément de qualité (unités)	Code	Limites des classes d'état
		Très bon/ Bon	Bon/ Moyen	Moyen/ Médiocre	Médiocre/ Mauvais
PO43-(mg PO43-/l)	1433	0,1	0,5	1	2
Phosphore total (mg P/l)	1350	0,05	0,2	0,5	1

4.1.2.1 Phosphore total

Somme de toutes les formes du phosphore, présentes dans un milieu. (wikihydro cons. 08/08/2022 14:17)

De la même façon que pour les mesures de concentration en nitrate qui sont mesurées régulièrement depuis 2011, le phosphore total est calculé de manière régulière au point 5 depuis 2014 par le Syndicat Mixte du Bas-Léon.

Entre juin 2021 et août 2022, la moyenne de la concentration en phosphore total pour l’ensemble des points est comprise entre 0,2 et 0,1 \(mg/l~P\), il n’y a pas de différence significative entre la moyenne respective des trois points (cf. Annexe C, section C.1.5).

Figure 4.12: Boîtes à moustache du phosphore global aux points de mesure.

Au regard de la figure 4.13, la dynamique des concentrations au point 1 et 2 présente des similitudes. On observe une augmentation des valeurs à l’entrée en hiver et une diminution à partir du mois de décembre ; les valeurs augmentent de nouveau à partir de juin.

Figure 4.13: Évolution de la concentration en phosphore global aux points de mesure. Période d’échantillonnage partagée entre les différents points.

Entre 2014 et 2022, au point 5, la tendance des concentrations en phosphore total est globalement à la baisse avec une moyenne des valeurs située légèrement au-dessus des 0,1 \(mg/l~P\) en 2021. La saisonnalité est peu marquée dans ce signal (fig. 4.14).

Figure 4.14: Évolution de la concentration en phosphore global au point 5

Le code de l’environnement établit un seuil de 0,2 \(mg/l~P\) pour l’état “bon/moyen”. Dans ce cadre législatif, la situation est peu préoccupante concernant cet élément.

4.1.2.2 Orthophosphate

Forme minérale oxydée du phosphore correspondant à l’anion \(PO_4^{3-}\). Les orthophosphates sont très solubles dans l’eau et facilement assimilables par la végétation. Les orthophosphates constituent la forme la plus fréquente des phosphates dans l’environnement. Ils sont également utilisés comme engrais (wikihydro cons. 08/08/2022 15:56).

Entre juin 2021 et août 2022, le point 5 enregistre la concentration moyenne en orthophosphate la plus élevée et le point 1, la plus faible avec un écart type très faible. Le point 2 possède quant-à-lui une moyenne intermédiaire et la plus forte variation des trois points (fig. 4.15 & cf. Annexe C, section C.1.6).

Figure 4.15: Boîtes à moustache de l’orthophosphate aux points de mesure

À l’exutoire de l’étang (point 1), la majorité des valeurs se trouve en dessous du seuil de détection en été (0,05 \(mg/l~PO4\)), les plus fortes valeurs sont enregistrées en hiver. Au point 2, les concentrations semblent également plus importantes en hiver qu’au printemps, c’est également le cas pour le point 5.

Figure 4.16: Évolution de la concentration en orthophosphate aux points de mesure. Période d’échantillonnage partagée entre les différents points.

De la même façon que pour le phosphore total, la concentration en orthophosphate possède une tendance à la baisse depuis 2014 et une diminution des valeurs extrêmes durant ces trois dernières années. Une saisonnalité est également difficile à identifier de manière évidente (fig. 4.15).

Figure 4.17: Évolution de la concentration en orthophosphate au point 5

En se référant à la réglementation du code de l’environnement, les points 2 et 5 se situe dans la classe “Bon/moyen” et le point 1 pourrait se situer — le seuil de détection nous empêchant de conclure — dans la classe “Très bon/bon”.

4.1.3 Paramètres physiques de l’eau

Les deux principaux facteurs physiques permettant de caractériser un milieu aquatique sont la température d’une part et la salinité d’autre part. Les variations spatiales de ces paramètres donnent lieu à des gradients plus ou moins marqués permettant de mettre en évidence une stratification ou, à l’inverse, une homogénéité de la colonne d’eau.

4.1.3.1 La température de l’eau

La température de l’eau est mesurée à l’occasion de plusieurs mesures (sonde multiparamètre, sonde autonome et analyse d’eau au point 5). On trouvera la localisation de ces points dans le chapitre 3 (fig. 3.1).

L’ensemble des données enregistrées ne sont pas présentées dans la figure 4.18, nous avons sélectionné uniquement les valeurs qui ont fait l’objet d’un prélèvement continu entre octobre 2021 et juin 2022 (le point 7 n’ayant pas été mesuré durant 2 campagnes nous l’avons supprimé).
On observe une quasi-similarité des valeurs aux points 1, 6, 9, 10 et 11 ; il s’agit des points placés sur les berges de l’étang. Leur variation est très élevée, elle l’est moins pour les points mesurés dans les cours d’eau (cf. Annexe C, section C.2.1). On note que la médiane est globalement similaire pour l’ensemble des points.

Figure 4.18: Boîtes à moustache des températures aux points de mesure

La figure 4.19 montre que les valeurs mesurées en chaque point varient de manière globalement similaire au cours du temps jusqu’à la première campagne de mesure effectuée au mois de mai 2022. Deux groupes s’individualisent, un correspondant à l’étang et un autre aux cours d’eau ; le point 2 semble osciller entre les deux situations. La différence de température maximale entre deux points, pour un même jour de mesure, sur la durée d’une campagne de mesure (i.e. environ 1h30), est de \(\sim\) 8 °C, la moyenne de cet écart étant de \(\sim\) 3.5 °C.
On note cependant que la température maximale des cours d’eau demeure limitée (3, 4 et 5, mois de mai) comparé à la température de l’eau dans l’étang qui voit ses températures augmenter de manière plus conséquente en été.

Figure 4.19: Évolution de la température aux points de mesure entre octobre 2021 et mai 2022

L’analyse des données hautes fréquences (30 minutes) enregistrées par la sonde autonome nous permettra d’accéder à une analyse plus fine des températures dans l’étang.

4.1.3.1.1 Température de l’eau à la sonde autonome

Rappelons que la sonde autonome se situe à l’exutoire de l’étang, et subit l’influence de la marée (fig. 3.1).

La figure 4.20 représente le signal brut des températures mesurées à la sonde autonome. On observe une tendance générale qui correspond à la variation saisonnière. En été, les températures varient autour des 20 °C, avec des variations quotidiennes pouvant aller jusqu’à 10 °C. En hiver, les températures tombent autour des 10 °C, les variations semblent moins régulières et importantes qu’en été. La tendance est à la hausse à partir de la mi-mars (cf. Annexe C, section C.2.2).
La valeur minimale observée sur la période considérée est de 4,52 °C le 26 janvier 2022 à 10h30. La valeur maximale enregistrée est de 27.55 °C, le 19 juillet 2021 à 14h00. Le plan d’eau présente ainsi une importante amplitude thermique tant à l’échelle annuelle que journalière, comme nous le verrons plus loin.

Figure 4.20: Évolution de la température de l’eau à la sonde autonome. Figure interactive, il est possible de zoomer et d’étirer la figure en x et y ; une liste d’utilitaires apparaît en haut à droite au passage de la souris.

L’évolution des températures moyennes de l’eau à la sonde suit un schéma saisonnier classique (fig. 4.21). Sur la période considérée, le mois où la température moyenne de l’eau est la plus chaude est juillet et la plus fraîche, janvier.

Figure 4.21: Température moyenne de l’eau à la sonde autonome par mois. Notez la période de mesure

4.1.3.1.1.1 Modélisation du signal de température à la sonde autonome

Il est possible de décomposer une série temporelle²⁸ en composantes saisonnières, de tendance et de bruit. Le modèle utilisé est le STL (Seasonal and Trend decomposition using Loess). On trouve dans la figure 4.22 une représentation graphique de la sortie de ce modèle.

Figure 4.22: Décomposition du signal de température à la sonde autonome

Trois “saisons” sont identifiées par le modèle, une à l’échelle de la semaine, une autre à l’échelle du jour et une dernière à l’échelle de l’heure. La composante trend correspond à la tendance et la composante remainder correspond au “bruit” (i.e. part non-expliquée par le modèle). Les rectangles gris en début de courbe font office d’échelle, chacun des rectangles étant de même taille, relativement à l’axe des ordonnées.

La tendance indique le caractère saisonnier annuel : des températures plus chaudes en été qu’en hiver. On peut interpréter la composante season_week de la même façon que la tendance. À l’échelle du jour, on observe la conjugaison de trois signaux, un premier, purement quotidien, exprime la variation entre les températures les plus élevées et les plus faibles. Le deuxième signal quotidien devrait être celui de la marée, il n’est cependant pas identifié de manière claire en raison de son interaction avec le signal jour/nuit. Le troisième signal suit globalement un cycle de deux semaines, il correspond aux variations des pleines et mortes mers de vives-eaux. Les variations à l’échelle de l’heure sont erratiques et ne peuvent être interprétées. Le bruit demeure important — une grande partie des variations du signal n’est pas interprétée par le modèle. Nous verrons plus loin qu’il est néanmoins possible d’expliquer certaines de ces variations par des forçages externes connus.

Figure 4.23: Zoom sur le signal season_day de la décomposition du signal de température de l’eau

4.1.3.2 Conductivité

La conductivité est mesurée par la sonde autonome et par la sonde multiparamètre, les deux instruments déduisent la salinité et le TDS (Total Disolved Solid) de cette mesure. Les valeurs sont exprimées en \(mS/cm\) pour la conductivité.

4.1.3.2.1 Conductivité mesurée à l’aide de la sonde multiparamètre

La figure 4.24 présente la variabilité des valeurs de conductivité aux points de mesure. Afin de comparer les données, seules celles ayant été recueillies à chaque campagne entre octobre 2021 et juillet 2022 sont représentées dans la figure 4.24 et 4.25 (exception faite des points 3, 4 et 5 que l’on suppose peu variables). On observe deux groupes distincts, d’une part les points dont la conductivité indique une eau douce et d’autre part les points caractérisés par des eaux saumâtres. Le point 2 possède un comportement hybride.
La médiane de la conductivité dans l’étang est comprise entre 11 et 13 \(mS/cm\). Les points 9, 10 et 11 ont des propriétés similaires, ils sont tous trois situés dans la partie sud de l’étang. Il existe également une similitude entre les valeurs des points 1 et 6, situés à l’exutoire de l’étang.
L’écart-type (Std.Dev) met en évidence le caractère variable de la conductivité dans l’étang, contrairement aux cours d’eau où celle-ci est stable (absence d’apport d’eau salée) (cf. Annexe C, section C.2.3).

Figure 4.24: Boîtes à moustaches de la conductivité aux points de mesure

Au regard de la figure 4.25, on observe une variation temporelle de la conductivité similaire entre les points situés au sud de l’étang (9, 10, 11), il en va de même pour les points situés au nord (1, 6). La différence entre les valeurs des points au Sud et au Nord est probablement due à l’influence de la marée sur les deuxièmes.

Figure 4.25: Évolution de la conductivité aux points de mesure situés dans l’étang

Comme indiqué dans la section 3.2.2.3, une série de mesures supplémentaires a été effectuée dans l’étang afin d’affiner les résultats et de commencer à quantifier l’effet du coin salé sur les conductivités dans l’étang.
Étant donné la disposition physique de l’étang, nous partons de l’hypothèse que le coin salé affecte uniquement la conductivité dans la partie nord de l’étang.

Le point 16 enregistre les plus fortes conductivités, car il est pris dans une mince pellicule d’eau à la queue de l’étang ; l’évaporation y est donc élevée entraînant une importante concentration en chlorure. Le point 23 enregistre quant à lui les plus faibles valeurs en lien avec sa proximité de l’exutoire de l’Alanan. Ces deux observations sont valables pour toutes les campagnes de mesure (fig. 4.26).
Les valeurs sont globalement plus élevées à la haute mer qu’à la basse mer.

En période de mortes-eaux, à basse mer (8 juin), aucune différence significative n’est observée entre la partie nord et la partie sud de l’étang.
En période de mortes-eaux, à haute mer (22 juillet), on observe des valeurs plus importantes dans la partie nord ouest de l’étang avec un gradient entre le point 13 et le point 16 (le point 7 n’a pas été mesuré durant cette campagne). Les points 6 et 1 possèdent de faibles valeurs, car l’eau ne franchit les clapets qu’à partir d’un coefficient d’environ 50. On observe des valeurs globalement plus élevées en tous points par rapport à la basse mer (8 juin).
En période de vives eaux, à marée basse (13 juillet), on observe une répartition “parfaite” de la variation des concentrations en fonction de la partie nord et sud de l’étang.
En période de vives eaux, à marée haute (16 août), on remarque une distribution sensiblement moins bien ordonnée que lors de la haute mer de morte-eau. On peut émettre l’hypothèse que la situation dépeinte par le graphique ne correspond pas à la marée haute mais plutôt au flot car la conductivité au point 6 demeure basse sachant qu’elle monte à 50 mS/cm à marée haute en période de vive eaux à la sonde autonome (cf. section 4.1.3.2.2). La valeur au point 23 est à interroger. Il est possible que ce point ait subi l’influence de la marée en lien avec les forts coefficients des jours précédents. On observe de nouveau des valeurs de conductivité plus élevées au Nord Ouest de l’étang.

En sommes, il semble exister un effet de la marée prépondérant sur les valeurs de la conductivité dans la partie nord-ouest et à l’exutoire de l’étang, que ce soit en période de mortes eaux (uniquement à marée haute) ou de vives eaux.

Figure 4.26: Conductivité en différents points de l’étang

4.1.3.2.2 Conductivité à la sonde autonome

La figure 4.27 présente l’évolution de la conductivité à la sonde autonome entre juin 2021 et juillet 2022.

Le signal présente une amplitude importante et est entrecoupé de manière plus ou moins régulière par des périodes où l’amplitude devient minime. On observe une diminution des minimums locaux en été et une augmentation de ces mêmes minimums en hiver. Les maximums locaux sont similaires toute l’année, ils correspondent à la conductivité de l’eau de mer.

Figure 4.27: Évolution de la conductivité à la sonde autonome. Figure interactive, il est possible de zoomer et d’étirer la figure en x et y ; une liste d’utilitaires apparaît en haut à droite au passage de la souris.

En rétrécissant le pas de temps (fig. 4.28), on observe un signal très structuré : des “blocs” de variations aux amplitudes égales séparées par des périodes de variations quasi-nulles. On fait directement le lien avec l’effet de la marée. De simples comparaisons avec l’historique des marées nous permettent d’émettre l’hypothèse que l’onde de marée ne franchit les clapets qu’à partir d’un coefficient d’environ 50. Notons que ce seuil est variable au cours de l’année comme le montre la figure 4.27 avec des minimas quotidiens qui augmentent jusqu’en octobre pour redescendre et se stabiliser mi-décembre. L’ensemble des conditions météorologiques pouvant conduire à des niveaux d’eau supérieurs à la marée prédite ainsi que le coin salé sont également à prendre en compte.

Figure 4.28: Zoom sur le signal brut

Notons que l’impact de la fermeture des clapets est également bien marqué sur le signal (fig. 4.29) avec pour conséquence une diminution progressive de la conductivité au point de mesure ; les apports d’eau douce n’étant plus compensés par les apports salins.

Figure 4.29: Zoom sur le signal brut au moment d’un blocage des clapets

À l’échelle de l’année, la valeur moyenne de la conductivité est de 25.96 \(mS/cm\). Une des caractéristiques majeures d’un étang, sur le plan physico-chimique, est la variation importante de la conductivité — et ce, particulièrement à son exutoire — ainsi, toujours sur l’ensemble de l’année, l’étendue des valeurs est de 52.9 (cf. section C.2.4).

On effectue une décomposition (modèle : STL) du signal de conductivité (fig. 4.30). La tendance, la saisonnalité horaire et hebdomadaire ainsi que le bruit ne sont pas directement interprétables. Comme pour le signal de température, la saisonnalité quotidienne semble exprimer les cycles de PM-BM et de VE-ME. Cette saisonnalité baisse durant l’été 2022 en lien avec de nombreux blocages des clapets.

Figure 4.30: Décomposition du signal de conductivité à la sonde autonome

4.1.3.3 TDS et salinité

Le TDS (Total Disolved Solid) est également mesuré avec la sonde multiparamètre et la sonde autonome. Les valeurs sont exprimées en ppt (partie par milliard).

La variation des TDS se comporte de la même façon que la conductivité en tous points. En effet, plus une eau est chargée, plus elle conduit, il y a une relation linéaire “parfaite” (R = 1) entre les deux paramètres. Il en va de même pour la salinité.

4.2 Hydrologie et hydrodynamique

4.2.1 Les variations du niveau d’eau

Le tableau ci-dessous présente les statistiques élémentaires de la hauteur d’eau à la sonde autonome. Sur la période d’échantillonnage, la hauteur d’eau maximale (106,3 cm) a été enregistrée le 8 décembre 2021 à 11h30 et la hauteur d’eau minimale (48,1 cm) le 2 septembre 2021 à 16h30. La moyenne est égale à 63,4 cm (cf. Annexe C, section C.3.1).

La figure 4.31 présente le signal brut de la hauteur d’eau à la sonde autonome. De prime abord, celui-ci est composé de variations plus ou moins régulières caractérisées par un marnage peu élevé entrecoupé de variations soudaines caractérisées par une montée et une descente rapide du niveau d’eau.

Figure 4.31: Évolution de la hauteur d’eau à la sonde autonome. Figure interactive, il est possible de zoomer et d’étirer la figure en x et y ; une liste d’utilitaires apparaît en haut à droite au passage de la souris.

Le signal est de nouveau décomposé (fig. 4.32).

Figure 4.32: Décomposition du signal de hauteur d’eau à la sonde autonome entre juin 2021 et juillet 2022

On peut émettre des hypothèses quant aux forçages impactant la variabilité du signal (fig. 4.33) : un cycle annuel caractérisé par l’effet de la saisonnalité avec une augmentation des apports directs et indirects dans le système (season_week) ; les cycles de pleine mer/basse mer et de vive eau/morte-eau (season_day). Les variations soudaines et erratiques du niveau d’eau (remainder) seraient à mettre en lien avec le blocage des clapets à l’exutoire de l’étang par la dynamique sédimentaire et leur déblocage par les services techniques (4.34).

Figure 4.33: Hypothèses sur les forçages en jeu dans la variation du niveau d’eau à la sonde autonome

Figure 4.34: Clapets ouverts et fermés

4.2.2 Bilan hydrologique

Le bilan hydrologique correspond à la balance entre les entrées et les sorties en eau dans un système, il peut être excédentaire, déficitaire ou nul sur la période considérée. On a :

\[ \frac{\Delta V}{\Delta t} = P_n + S_i + G_i - ET - S_o -G_o \pm T \]

Où :
\(V\) : Le volume d’eau dans la zone étudiée
\(\Delta V / \Delta t\) : le changement de volume par unité de temps \(t\)
\(P_n\) : précipitation nette (\(P_n = P - I\) où \(I\) est l’interception)
\(S_i\) : les flux de surface
\(G_i\) : les flux de la nappe souterraine
\(ET\) : l’évapotranspiration (ou évaporation sur une surface d’eau libre)
\(S_o\) : Les flux sortants de surface
\(G_o\) : les flux sortants de la nappe souterraine
\(T\) : Les flux entrants (\(+\)) ou sortants (\(-\)) liés à la marée

Chacun des termes utilisés est exprimé en termes de profondeur par unité de temps (e.g. \(cm.an^{-1}\)) ou en termes de volume par unité de temps (e.g. \(m^{3}.s^{-1}\)) (Mitsch & Gosselink, 2015). La figure 4.35 représente graphiquement le bilan hydrologique d’un système donné à un temps \(t\).

Figure 4.35: Représentation graphique d’un bilan hydrologique d’après Mitsch et Gosselink, 2015

Seule une partie des paramètres du bilan hydrologique sont connus pour l’étang du Curnic. De plus, les paramètres en notre possession demeurent peu précis ; certains, comme l’évaporation ou les débits ont été estimés par modélisation, d’autres, comme les précipitations, concernent une zone géographique différente bien que semblable en termes climatiques (i.e. station météorologique météo-france de Brignogan-Plage).

La figure 4.36 indique les apports que nous avons pu estimer et ceux qui nous restent inconnus.

Figure 4.36: Représentation graphique du bilan hydrologique de l’étang du Curnic

4.2.3 Temps de résidence

Le temps de résidence ou temps de séjour est le rapport entre le volume d’eau entrant et le volume moyen du système. Comme le rappellent Mitsch & Gosselink (2015), « le temps de résidence théorique est souvent beaucoup plus long que le temps de résidence réel de l’eau qui traverse une zone humide, en raison du mélange non uniforme ». On a :

\[ t^{-1} = \left(\frac{Q_t}{V}\right) \]

Où \(t^{-1}\) est le temps de résidence, \(Q_t\) le flux entrant et \(V\) le volume moyen de la zone étudiée. Le flux entrant peut être défini comme la somme des flux de surface, souterrains, atmosphériques et, le cas échéant, marins.

Cette variable joue un rôle important dans les processus d’eutrophisation : un système possédant un temps de résidence élevé sera, toutes choses égales par ailleurs, plus sensible à un épisode dystrophique qu’un système avec un moindre temps de séjour.

Pour l’étang du Curnic on a \(t^{-1} \approx 0,03\), soit environ 11 jours. La valeur semble cohérente bien qu’elle soit potentiellement sous-estimée, dans la mesure où l’apport de la nappe ne nous est pas connue et, comme indiqué plus haut, peut représenter un apport important. Il est certain que le temps de résidence des eaux varie en fonction de la zone de l’étang considérée. À l’exutoire, sous l’effet de la marée, il doit-être relativement court quand, dans les zones confinées de sa partie Sud-Ouest, il doit-être bien plus long. Une étude des schémas de circulation semble indispensable pour appréhender la composante spatiale de ce paramètre.

4.2.4 Les débits entrants : l’eau douce

4.2.4.1 Débits mesurés au vélocimètre

Les débits ont été calculé à l’aide d’un vélocimètre et sont ici exprimés en \(m^3.s^{-1}\) (cf. la section 3.2.3.1).

Figure 4.37: Évolution du débit aux points de mesure

Étant donné la faiblesse de l’échantillon, liée à une sensibilité trop faible de l’instrument de mesure, le jeu de données des débits est impropre à une analyse statistique sensée (cf. Annexe C, section C.3.2).

4.2.4.2 Débits calculés par extrapolation

Les mesures de débit étant peu satisfaisantes, on peut estimer de manière empirique les débits sur le bassin versant de l’Alanan. Il existe différents modèles plus ou moins complexes en fonction du nombre de paramètres nécessaires. Le plus simple est le modèle dit de débit-débit, il consiste en un « ajustement correspondant au ratio des surfaces respectives des bassins » (Lebecherel et al., 2015). On a :

\[ Q_{non~jaugé} = Q_{voisin~jaugé} \times \frac{S_{non~jaugé}}{S_{voisin~jaugé}} \]

Où \(Q\) est le débit et \(S\) la surface du bassin versant. Cette méthode est réputée satisfaisante quand les bassins versants sont proches et qu’ils réagissent aux pluies de manières similaires.

On peut utiliser le modèle de débit-débit en utilisant comme bassin versant voisin jaugé celui du Quillimadec (8 208 ha). Le contexte géologique et les différences climatiques sont supposés très faibles, cependant, la différence de surface et de morphologie entre les deux bassins est évidente et constitue, comme souligné plus haut, la limite de ce modèle. Le module du Quillimadec à la station du Couffon étant de 0,781 \(m^3.s^{-1}\) sur la période 2003-2010 (CLCL, 2012), on obtient un module de 0,15 \(m^3.s^{-1}\) pour le bassin versant de l’Alanan (1 554 ha). La différence entre l’estimation du modèle débit-débit et celle de Faillat (1998) est de l’ordre de 0,03 \(m^3.s^{-1}\) (cf. section 2.1.5.4).

Une autre façon d’estimer les débits est d’effectuer une régression entre un échantillon de données mesurées sur le cours d’eau étudié et les débits enregistrés sur un cours d’eau de référence. C’est de cette manière que les débits sont calculés pour le Quillimadec à la station du Couffon. Malheureusement, aucune série de données de débit sur au moins deux années hydrologiques pour l’Alanan n’existe, seules quelques mesures ont été effectuées en 1996 mais elles ne sont pas suffisantes pour effectuer une régression.

Des modèles plus complexes ont été élaborés afin d’estimer les débits sur un bassin versant non-jaugé. Une des approches employées est la régionalisation sur la proximité géographique. Le principe est simple, plusieurs bassins versants jaugés et proches géographiquement font l’objet d’une modélisation hydrologique, les données de précipitations et d’évaporation du bassin non-jaugé sont ensuite introduites dans le modèle final de chaque bassin jaugé. Enfin, une moyenne de l’ensemble des séries obtenues pour le bassin non-jaugé. Ainsi, pour 10 bassins versants voisins jaugés, on a :

\[ Q_{BV non jaugé} = \frac{\sum^{i=10}_{i=1}Q_{\theta i} \cdot \frac{1}{d^2}}{\sum^{i=10}_{i=1}\frac{1}{d^2}} \]

Avec \(Q_{\theta i}\) le débit du bassin non jaugé obtenu avec le jeu de paramètre \(\theta\) du bassin voisin \(i\) et \(d_i\) la distance hydrologique entre le bassin non jaugé et le bassin voisin \(i\) (Lebecherel et al., 2015).
La méthode de régionalisation n’a pas été effectuée par manque de temps.

Au final nous retiendrons les valeurs calculées par Faillat (1998). Elles sont récapitulées dans le tableau ci-dessous.

Entité hydrologique	Débit moyen annuel (\(m^{3}.s^{-1}\))
Bassin versant de l’Alanan	0,114
Bassins versants indépendants de la falaise morte	0,033
Marais du Curnic	0,033
Total à l’entrée dans l’étang	0,18

Dans la mesure où aucune donnée mensuelle de débit n’est disponible et en admettant que le comportement hydrologique de l’Alanan est similaire à celui du Quillimadec, on peut extrapoler les débits moyens mensuels de l’Alanan en se basant sur les variations moyennes mensuelles des débits du Quillimadec (fig. 4.38).
Notons que Faillat (1998) avait effectué une extrapolation similaire depuis le Dourduff. Le débit mensuel moyen d’étiage et le débit mensuel moyen de hautes-eaux qu’il a obtenu sont tous deux plus faibles ; les périodes d’occurrence concordent cependant.

Figure 4.38: Distribution mensuelle des débits à l’embouchure de l’Alanan extrapolée depuis le Quillimadec

Afin de calculer les débits moyens mensuels en provenance du marais et de la falaise morte, nécessaires aux calculs des flux, nous utiliserons également cette extrapolation. Le biais méthodologique est très fort car le comportement de ces entités hydrologiques n’est pas similaire à celui du Quillimadec.

4.2.5 Les débits entrants : l’eau de mer

Aucune mesure du débit d’eau entrant n’a été calculée au flot à l’exutoire de l’étang. Il est cependant possible d’estimer ce débit en fonction du mélange de l’eau de mer avec l’eau douce. Faillat (1998) a ainsi calculé le débit moyen entrant à l’exutoire de l’étang et l’a estimé à 9 \(l.s{-1}\). L’équation utilisée est la suivante :

\[ (Q_e \cdot C_e) + (Q_m \cdot C_m) = QM \cdot CM \]

Avec \(Q\) le débit, \(C\) la conductivité, \(e\) l’eau douce et \(m\) l’eau de mer ; le premier terme de l’équation représente les apports en eau douce, le second les apports en eau de mer et le troisième leur mélange. \(C_m\) correspond à la conductivité moyenne au point 1 (exutoire), \(C_e\) la conductivité moyenne au point 8 (embouchure du canal de l’Alanan) ; \(CM\) correspond à la conductivité de l’eau de mer, approximativement égale à 50 \(mS/cm\).

En utilisant les données collectées dans le cadre de l’étude on a :

\[ (0,18 \cdot 0,6) + (50Q_m) = (0,18 \cdot 10) + (10Q_m)\\ Q_m \approx 0.043 \]

D’après ce modèle, le débit moyen annuel rentrant de l’eau de mer dans l’étang serait de 0,043 \(m^3.s^{-1}\). Ce résultat, significativement différent de celui de Faillat (1998), doit être corrigé par le nombre de jours (\(\sim\) 216 (60 % d’une année)) où l’eau de mer rentre effectivement dans l’exutoire (i.e. quand le coefficient est, toutes choses égales par ailleurs, supérieur à \(\sim\) 50 et quand les clapets ne sont pas bloqués). Après correction on estime que ce débit moyen entrant annuel est de 0,025 \(m^3.s^{-1}\) soit 802 271 \(m^3.an^{-1}\).
Un moyen d’estimer le débit entrant d’eau de salée serait de le déduire par les hauteurs d’eau enregistrées à la sonde autonome. Cette méthode demande de connaître la géométrie de la section au point 6. Nous n’avons pas eu le temps d’effectuer cette méthode.

Le débit moyen annuel à l’exutoire de l’étang serait donc de 0,208 \(m^3.s^{-1}\) soit 6 559 064 \(m^3.an^{-1}\), correspondant à la somme des débits moyens annuels de l’Alanan, du marais, du jusant et des précipitations moins l’évaporation.

Ce calcul, très sommaire, ne saurait se substituer à des mesures de terrain du débit entrant et sortant effectuées régulièrement, et ce, durant une période de temps suffisamment importante pour que les résultats soient représentatifs.

4.3 Bilan et flux des nutriments

Les flux correspondent à une quantité transportée par un média sur un temps donné. Dans notre cas, il s’agit de la quantité d’un élément chimique transporté par un cours d’eau sur une période donnée.

Les flux d’azote (azote global et nitrate²⁹) et les flux en phosphore (Phosphore total et orthophosphate) ont été calculés pour chaque cours d’eau où ils ont été mesurés. Quand plusieurs mesures ont été effectuées pour un même mois, les résultats ont été moyennés. La figure 4.39 présente ces flux entre juin 2021 et juin 2022, période sur laquelle le plus de données sont disponibles pour l’ensemble des points bien qu’il existe un certain nombre de valeurs manquantes.
Rappelons que les résultats présentés ici ne sont pas représentatifs du fonctionnement du site sur le long terme dans la mesure où la série de données analysées est au plus égale à un an et que l’année 2022 connait un déficit hydrique important. De plus, les données de débits utilisées ne sont pas issues de mesures de terrain ou d’une modélisation véritablement fiable et sont donc fortement susceptibles de biaiser les résultats.

Figure 4.39: Flux en nutriment au Cléguer (Alanan), au sortir de la falaise morte, à l’exutoire du marais et à l’exutoire de l’étang entre juin 2021 et juin 2022. ATTENTION : l’axe des ordonnées n’est pas similaire en chaque point.

Pour l’Alanan (point 5) une plus longue série de données est disponible pour les nitrates (cf. section 4.1.1.3), le phosphore total (cf. section 4.1.2.1) et les orthophosphates (cf. section 4.1.2.2).

4.3.1 Flux, bilan et abattement de l’azote

Sous l’impulsion des débits, les flux d’azote sont plus importants en hiver, seul le point 2 ne présente pas une saisonnalité évidente pour les éléments azotés.

On constate que les flux de nitrate des cours d’eau de la falaise morte (Milin Ar Raden et Kermaro) sont particulièrement élevés, avec des valeurs largement supérieures aux seuils prescrits par le code de l’environnement. Au total, entre juin 2021 et juin 2022³⁰, 101 \(t(NO3)\). Ces flux sont fortement abattus par le marais dont les milieux ont un pouvoir dénitrifiant élevé (e.g. tourbière d’An Iskin). Ainsi, entre les cours de la falaise morte et l’exutoire du marais au point 2, l’abattement du nitrate est de 55 % en moyenne entre juin 2021 et juin 2022. Le bilan en nitrate du marais est environ égal à 56 \(t(NO3)\) et 13 \(t(N~NO3)\).

On fait la somme des flux de l’Alanan (point 5) et du marais (point 2) pour obtenir le total des flux qui arrivent sur un temps donné dans l’étang du Curnic (fig. 4.40). On retrouve des valeurs plus importantes en hiver avec un maximum au mois de janvier autour des 660 \(kg(NO3).j^{-1}\). Au total, environ 152 tonnes de nitrate (NO3) et 34 tonnes de N-NO3 sont importées dans l’étang sur la période considérée.

Figure 4.40: Somme des flux en nitrate à l’entrée et à l’exutoire de l’étang du Curnic entre juin 2021 et juin 2022

À l’exutoire de l’étang, environ 73 tonnes de nitrate et 17 tonnes de N-NO3 sont évacuées entre juin 2021 et juin 2022. Le bilan du nitrate dans l’étang est donc caractérisé par un excédent d’environ 80 tonnes de nitrate.
Ainsi, entre juin 2021 et juin 2022, l’abattement moyen du nitrate (et de N-NO3) procuré par l’étang, au regard des flux qui y sont importés, est d’environ 52 %.

Rappelons que l’abattement est un phénomène saisonnier qui a principalement lieu durant la période estivale en lien avec la production primaire et le phénomène de dénitrification (cf. section 2.4.1.5). Ainsi, sa variation au cours de l’année est considérable, pouvant atteindre 100 % en été et être nulle en hiver.

4.3.2 Flux, bilan et abattement du phosphore

La dynamique des flux en phosphore et en orthophosphate est similaire à celle du nitrate : ils sont comparativement plus importants en hiver qu’en été. Cette variation saisonnière semble moins marquée à l’exutoire de l’étang (point 1).

Afin de pouvoir calculer le bilan et l’abattement de cet élément entre le point 5 et le point 1, il nous faut utiliser les données mensuelles moyennes mesurées au cléguer (Alanan) ; le biais est important car une tendance à la baisse de ces valeurs a été observée (cf. section 4.1.2.1). Les valeurs du mois de juillet 2021 (point 1 et 2) ayant fait l’objet d’erreurs de traitement en laboratoire, elles ont dû être retirées du jeu de données ; nous utiliserons la moyenne des mesures du mois de juillet 2022.

Figure 4.41: Somme des flux en phosphore à l’entrée dans l’étang du Curnic entre juin 2021 et juin 2022. Moyenne mensuelle interannuelle pour l’Alanan

Au total, environ 1,2 \(t\) de phosphore auraient été importées dans l’étang. L’exutoire aurait quant à lui vu passer environ 1,1 \(t\) de phosphore. Le bilan du phosphore dans l’étang serait alors excédentaire (136 \(kg(P)\)) ; étant donné les incertitudes liées à la méthodologie employée on pourrait tout aussi bien le considérer comme nul.

Figure 4.42: Somme des flux en orthophosphate à l’entrée dans l’étang du Curnic entre juin 2021 et juin 2022. Moyenne mensuelle interannuelle pour l’Alanan

L’Alanan et le marais ont fourni environ 1,6 \(t\) d’orthophosphate à l’étang du Curnic entre juin 2021 et juin 2022. Le flux moyen sortant est quant à lui égal à 0,7 \(t\). Le bilan est excédentaire de 889 \(kg(PO4)\), l’abattement d’orthophosphate est donc d’environ 53 %, valeur similaire à celle de l’abattement en nitrate. Rappelons que les orthophosphates sont consommés par les producteurs primaires, la variation saisonnière est donc importante.

4.4 Contexte physique de l’étang

4.4.1 La bathymétrie

La bathymétrie de l’étang et du canal de l’Alanan a été levée par la scoop AQUABIO le jeudi 31 mars 2022 (cf. section 3.2.4.1). Les MNT fournis contiennent l’étang et le canal sur un même fichier raster ; la séparation entre les deux entités a été effectuée à l’exutoire de l’Alanan.

Figure 4.43: Bathymétrie de l’étang du Curnic et du canal de l’Alanan (Le Ruyet, 2022)

4.4.1.1 Bathymétrie de l’étang du Curnic

La profondeur moyenne de l’étang est de 1,3 m avec un maximum d’environ 2,1 m au nord de l’étang (cf. fig. 4.43). L’algorithme raster surface volume (QGIS) a été utilisé pour calculer le volume d’eau contenu par l’étang sur la base du MNT³¹ ; la valeur de \(\sim\) 208 000 m³ a été obtenue pour une surface d’environ 16 ha (cf. Annexe C, section C.5.1).

4.4.1.2 Bathymétrie du canal de l’Alanan

La profondeur moyenne du canal est de 30 cm avec une profondeur maximale de 76 cm. En utilisant l’algorithme raster surface volume on obtient un volume d’eau de 481 m³ pour une surface d’environ 1 574 m² (cf. Annexe C, section C.5.2).

Les profondeurs les plus importantes se rencontrent à l’entrée du canal et à son embouchure, zones où le courant est le plus important.

4.4.2 Topographie des sédiments

Figure 4.44: Topographie des sédiments de l’étang du Curnic et du canal de l’Alanan (AQUABIO, 2022)

4.4.2.1 Épaisseur des sédiments dans l’étang

L’épaisseur moyenne des sédiments dans l’étang est de 4 cm avec un maximum à 62 cm à l’embouchure de l’Alanan³². Le volume calculé est de 15 596 m³ (cf. Annexe C, section C.5.3).

L’épaisseur des sédiments dans l’étang est en lien direct avec la proximité de l’exutoire des cours d’eau (fig. 4.44). Ainsi, c’est à l’embouchure de l’Alanan que l’on observe les épaisseurs maximums de sédiment. L’histoire de l’étang a probablement joué un rôle non négligeable dans leur distribution spatiale³³.

4.4.2.2 Épaisseur des sédiments dans le canal

Figure 4.45: Topographie des sédiments du canal de l’Alanan. Réalisation : AQUABIO

Dans le canal, l’épaisseur des sédiments est relativement élevée par rapport à celle observée dans l’étang avec une moyenne de 36 cm. Le volume estimé est de 567 m³ pour une surface de 1 574 m² (cf. Annexe C, section C.5.4).

4.4.3 Sédimentologie

AQUABIO n’a pas réalisé de levé sédimentologique mais note dans son rapport que :

Les sédiments sont de type vase avec une fraction variable de sables. L’épaisseur des sédiments vaseux diminue progressivement en allant vers le secteur nord-ouest du plan d’eau où il ne reste finalement que du sable.

Les argiles transportées par les cours d’eau du marais sédimentent principalement dans la partie sud de l’étang, la levée médiane limitant de manière significative les échanges sédimentaires entre la partie septentrionale et méridionale de l’étang.

4.5 Contexte physique du marais

4.5.1 Topographie

Jusqu’à présent, trois levés ont été effectués. Les levés seront poursuivis en période hivernale quand la végétation sera moins abondante.

Date	Secteur
19-01-2022	chemin dans la roselière
30-03-2022	Sud-Ouest du marais, à proximité du chemin (peu de points levés en raison de la faiblesse du signal)
21-04-2022	Sud-Ouest du marais, à proximité du chemin

Une fois les données collectées, les offsets (i.e. les décalages) sont corrigés en latitude, longitude et altitude par rapport à des points de calage (PC) connus précisément.

4.6 Écologie

4.6.1 Diagnostic piscicole

Un diagnostic piscicole a été réalisé par la scoop AQUABIO en collaboration avec Sébastien Peset, écologue marin indépendant, entre le 13 et le 14 juin 2022. Le rapport indique qu’« outre la détection d’espèces patrimoniales éventuelles, [le diagnostic] permet de mettre en évidence la place de l’étang dans le cycle de vie des espèces piscicoles en présence ou la contribution à l’alimentation de l’avifaune et de la faune mammalienne » (Peset, 2022).

L’échantillonnage a été réalisé à l’aide de verveux doubles placés en quatre stations réparties au Nord-Ouest, au Sud-Ouest, à l’exutoire et à l’embouchure de l’Alanan (fig. 4.46).

Figure 4.46: Localisation des stations lors de la campagne du 13 au 14 juin 2022 (Peset, 2022)

Le verveux double est un art dormant — en opposition aux arts traînants tel que le chalut — élaboré pour capturer en zone de marnage ou sur le trajet des poissons ; il ne requiert pas d’intervention sur le temps de pêche (fig. 4.47).

Figure 4.47: Vue générale de deux des engins de pêche utilisés (Peset, 2022)

La biométrie a été réalisée comme suit :

1. Trie des espèces et mise en stabulation dans des seaux remplis d’eau ;

2. Trie des bacs à l’espèce ;

3. La longueur totale tête/queue est mesurée pour les poissons ainsi que leur poids ;

4. Les crustacées décapodes sont répertoriés et identifiés puis les effectifs et les poids globaux saisis ;

5. La présence des mollusques et notée ;

6. Un spécimen de chaque espèce est photographié ;

7. Enfin, l’ensemble des individus est relâché.

Le tableau ci-dessous présente les résultats de la pêche (d’après Peset (2022) ). S. Peset indique que « l’usage d’engins identiques entre eux sur chaque station sera nécessaire pour affiner la connaissance du peuplement, des structures populationnelles ainsi que d’éventuelles différences de répartitions spatiales entre espèces ou stades de développements ».

Ensemble de la zone d’étude		Effectif total pêché	Poids total pêché (g)	Taille min (mm)	Taille max (mm)
Nom scientifique	Nom vernaculaire
Anguilla anguilla	Anguille d'Europe	21	-	160	6750
Dicentrarchus labrax	Bar européen	1	-	178	178
Gasterosteus aculeatus	Epinoche à trois épines	17	-	26	68
Chelon ramada	Mulet porc	6	-	129	600
Platichthys flesus	Flet d'Europe	1	-	271	271
Pomatoschistus minutus	Gobie Buhotte	1	-	55	55
Carcinus maenas	Crabe vert	1	-	-	-
Palaemon elegans	Bouquet flaque / Chevrette	690	359	-	-

Au total, 6 espèces de poissons et 2 de crustacés ont été identifiées. Ces espèces correspondent au milieu échantillonné et à la période de l’année.

Anguilla anguilla est la seule espèce pêchée classée en « en danger critique d’extinction » (CR) selon les listes rouges de l’UICN, les autres espèces appartiennent aux trois classes suivantes : préoccupation mineure (LC) ; données insuffisantes (DD) et non-évalué (NE).

Les espèces se partagent trois guildes écologiques (DCE, 2007). Les migrateurs amphihalins (CA) qui utilisent les zones de transition (e.g. estuaire, lagune) comme chemin de migration sont représentés par Anguilla anguilla (Anguille d’Europe), Chelon ramada (Mulet porc) et Platichthys flesus (Flet d’Euroupe). Les espèces autochtones (ER) identifiées sont Gasterosteus aculeatus (Épinoche à trois épines) et Pomatoschistus minutus (Gobie buhotte). Seul un juvénile marin (MJ) a été pêché, il s’agit de Dicentrarchus labrax (Bar européen).
D’un point de vue trophique (guilde trophique de la DCE 2007), une majorité d’espèce est invertivore (i.e. qui mange des invertébrés).
Les deux tiers des espèces capturées sont inféodés au milieu démersal. Seuls le Flet et le Gobie sont purement benthiques.

De manière à compléter les connaissances apportées par le diagnostic, Peset (2022) recommande de « programmer une à deux campagnes supplémentaires (Printemps / automne) en utilisant des engins identiques pour les différentes stations, couplés à des mesures concomitantes de salinité ». Il est également noté que les prochaines campagnes devront être réalisées en l’absence de blocage des clapets pour une efficacité maximale.

En termes de gestion, le rapport indique que la « liaison avec la mer doit-être préservée et aménagée de manière à limiter les risques de colmatages et faciliter les migrations ».

References

CLCL, 2012. Diagnostic de Territoire Anse de Guissény. Bassins Versants Du Quillimadec-Alanan.

Faillat, J. P., 1998. Étude Du Contexte Hydrologique de La Plaine Sédimentaire Côtière de Guissény. Projet de Protection Du Biotope Des Marais Du Curnic. Conservatoire Botanique National de Brest.

Lebecherel, L., Andréassian, V., Augeard, B., Sauquet, E., Catalogne, C., 2015. Connaître les débits des rivières : quelles méthodes d’extrapolation lorsqu’il n’existe pas de station de mesures permanentes ? 28.

Mitsch, W., Gosselink, J., 2015. Wetlands, 5th Edition.

Peset, S., 2022. Étude Globale de l’étang Lagunaire Du Curnic En Vue de Renforcer Ses Capacités Épuratoires. Étude Préalable : Inventaire Ichtyologique En Lagune. Rapport d'expertise. AQUABIO.

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27. Les données mesurées par le Syndicat Mixte des Eaux du Bas Léon après décembre 2021 ne nous ont pas été transmises.↩︎

28. Une série temporelle, ou série chronologique, est une suite de valeurs numériques représentant l’évolution d’une quantité spécifique au cours du temps. (wikipedia – cons. 18/05/2022)↩︎

29. On utilise régulièrement la quantité d’azote présente dans le nitrate (N-NO3) comme indicateur, car il s’agit de l’azote le plus biodisponible dans les milieux aquatiques.↩︎

30. Le mois de juin 2021 ne possédant pas de valeurs il nous a fallu utiliser les valeurs du mois de juin 2022.↩︎

31. Cet algorithme calcule le volume sous la surface d’une grille raster.
    Il existe plusieurs méthodes de calcul du volume qui permettent de déterminer si seules les valeurs supérieures ou inférieures au niveau de base spécifié sont prises en compte, ou si les volumes inférieurs au niveau de base doivent être ajoutés ou soustraits du volume total.
    L’algorithme fournit le volume calculé, la surface totale et le nombre total de pixels analysés. Si l’on utilise les méthodes ‘Compter uniquement au-dessus du niveau de base’ ou ‘Compter uniquement en dessous du niveau de base’, alors la surface calculée et le nombre de pixels ne comprennent que les pixels qui sont respectivement au-dessus ou en dessous du niveau de base spécifié.
    Les unités du volume calculé dépendent du système de référence des coordonnées du fichier raster d’entrée. Pour un SCR en mètres, avec une hauteur de MNT en mètres, la valeur calculée sera en mètres³. Si le raster d’entrée est dans un système de coordonnées géographiques (par exemple, des valeurs de latitude/longitude), le résultat sera alors en degrés² × mètres, et un facteur d’échelle approprié devra être appliqué afin de convertir en mètres³ (QGIS).↩︎

32. Notons qu’une correction a été appliquée sur le fichier raster, une partie des valeurs rencontrée y étant négative. Cette correction n’induit pas de différence sur le volume calculé par la suite.↩︎

33. Une analyse diachronique détaillée de l’étang est encore à mener — elle pourrait être réalisée dans le même temps qu’une analyse de l’évolution des milieux par télédétection depuis les années 50, dates des premières images satellites.↩︎