GESTION HYDRAULIQUE DE LA RETENUE

EPALA AGENCE DE L’EAU LOIRE-BRETAGNE

Suivi de la qualité des eaux de la RETENUE DE NAUSSAC

(Lozère)

______________

Synthèse 1996-2001

Qualité des eaux de la retenue de Naussac

Qualité des eaux de l’Allier, du Donozau et du Réals

Françoise RESTITUITO : Eco-Hydro-Services 2 aout 2002

Qualité des eaux de la retenue de Naussac synthèse 1996-2001 p.

2

Depuis 1992, le Bureau d’Etudes Eco-Hydro-Services a été chargé, par l’Etablissement

Public Loire de :

- définir le fonctionnement physico-chimique et biologique de la retenue de Naussac,

- évaluer la qualité des sédiments accumulés et de mesurer, in situ le flux d’éléments nutritifs à

l’interface eau-sédimens,

- faire un bilan de la qualité des eaux des différents tributaires : Réals, Allier et Donozau à partir :

des prélèvements et analyses effectués mensuellement par le Service de l’Eaux et des Milieux

Aquatiques de la DIREN-Auvergne,

des prélèvements réalisés journellement par SOMIVAL de 1998 à 2000, dans l’Allier, au seuil

de Naussac II.

Ces différentes études ont données lieu à des rapports annuels.

Le présent dossier fait la synthèse de l’ensemble des résultats obtenus depuis 1996 dans la

continuité du document de synthèse de 1992-1996.


3

A- GESTION HYDRAULIQUE DE LA RETENUE

Les données complètes concernant la gestion hydraulique de la retenue figurent dans

les rapports annuels de SOMIVAL. Nous en avons extrait les informations nécessaires à la

compréhension du fonctionnement physico-chimique et biologique du plan d'eau.

Les principales caractéristiques de la retenue sont les suivantes :

- cote normale de remplissage : 945 NFG,

- volume de la retenue pleine : 190 Mm3,

- débit maximal dérivé du Chapeauroux : 13m3/s

- fermeture réglementaire de la dérivation : 30 juin eu 1 septembre

I-1-/ Alimentation de la retenue

La retenue est alimentée par:

- le Chapeauroux par l'intermédiaire du Réals (dont le débit propre est très faible), en

dehors de la période d'étiage estival,

- le Donozau, en permanence,

- l'Allier, si cela s'avère nécessaire, par pompages, en période de hautes eaux et ce depuis le

printemps 1998 et la mise en service de Naussac II.

I-1-1-/ Dérivation du Chapeauroux:

De 1996 à 2001, les dates d'ouverture et de fermeture de la dérivation du Chapeauroux

ainsi que les volumes dérivés, figurent dans le tableau ci-dessous.

L'année 1997, particulièrement sèche, se caractérise par la fermeture très précoce de la

dérivation: le 28 mars et sa réouverture quelques jours en mai. De la même façon l'ouverture

automnale est tardive en raison des faibles débits d'étiage et des travaux sur la digue dans le

cadre de l'inspection décennale.

En 1998, la dérivation a été ouverte, à l'automne, le 30 décembre.


4

Ouverture Fermeture Volumes dérivés en Mm3

1er

semestre 2nd

semestre Total septembre (année

n-1) à juin (année n)

1995 15 octobre 17.3

1996 19 juin 12.5 6.7 29.8

21 octobre

1997 28 mars 5 2.4 11.7

12 mai 16 mai

18 décembre

1998 6 juillet 39.5 0.4 41.9

30 décembre

1999 21 juin 46.1 21.2 46.5

22 octobre

2000 12 juin 26.5 34.4 47.7

2 octobre

2001 26 juin 10.3 3 44.7

29 octobre 16 décembre

L'année 1997, particulièrement sèche, se caractérise par la fermeture très précoce de la

dérivation: le 28 mars et sa réouverture quelques jours en mai. De la même façon l'ouverture

automnale est tardive en raison des faibles débits d'étiage et des travaux sur la digue dans le

cadre de l'inspection décennale.

En 1998, la dérivation a été ouverte, à l'automne, le 30 décembre.

I-1-2-/ Pompages dans l'Allier:

Depuis 1998, les volumes pompés annuellement dans l'Allier sont les suivants:

1998 1999 2000 2001

Volumes pompés en Mm3 6.3 13.9 9.2 0

En 2001, le remplissage total de la retenue, dès le début de l'année, n'a pas rendu

nécessaire les apports d'eau en provenance de l'Allier.

I-2-/ Soutien d'étiage et autres lâchures:

La retenue assure le soutien de l'étiage de l'Allier en période de faibles débits

généralement estivaux. Dans ce cadre, les lâchures se font par les vannes les plus hautes.

Les volumes déstockés annuellement pour le soutien d'étiage figurent ci-dessous:


5

période nombre de jours volumes Mm3

1996 1er

juillet au 14 octobre 99 48.6

1997 11 avril au 5 mai

9 et 10 mai

24 mai au 6 novembre

183 15.7

71.7

1998 24 juin au 23 décembre 154 71.7

1999 3 juillet au 20 septembre 83 35.6

2000 9 juillet au 29 septembre 81 46.3

2001 2 juillet au 31 juillet

1 août au 18 octobre

109 5.2

40.2

Au printemps, lorsque la retenue est pleine, et afin d'éviter son sur-remplissage, des

lâchures d'eau de fond (par la vanne la plus basse: V4) peuvent être effectuées en maintenant

la dérivation du Chapeauroux ouverte.

Les volumes déstockés annuellement par la vanne V4 et les périodes de déstockage

sont regroupés dans le tableau suivant:

période nombre de jours volumes Mm3

1995 10 janvier au 16 mai 9

1996 25 janvier au 30 juin 66 25.8

1997 11 avril au 28 juin (soutien d'étiage) 62 15.7

1998 0 0

1999 0 0

2000 7 mai au 21 juin 27 7.4

2001 janvier à juin

2 juillet au 28 juillet (soutien d'étiage)

45

27

18.9

<5

Les lâchures de soutien d'étiage (dérivation du Chapeauroux fermée) ont été assurées

par la vanne la plus basse:

- entre le 11 avril et le 28 juin 1997,

- entre le 2 juillet et le 28 juillet 2001, à titre expérimental, alors que la vanne la plus haute

était également ouverte, et ce, afin d'obtenir un mélange des eaux de surface et des eaux

de fond.


6

B- QUALITE DES EAUX DES TRIBUTAIRES DE LA RETENUE

Les prélèvements et analyses ont été réalisés mensuellement par le Service de l'Eau et

des Milieux Aquatiques de la D.I.R.E.N.-Auvergne sur les stations suivantes:

- dans l'Allier à l'amont de Langogne : station RNB 26900, de 1996 à 2001

- dans l'Allier au seuil de Naussac II: station 26950 en 1997, 1999, 2000 et 2001

- dans le Réals à l'amont de la retenue: station 26980 en 1996, 1999, 2000 et 2001,

- dans le Chapeauroux à l'amont de la retenue d'Auroux en 1997 et 1998,

- dans le Donozau à l'amont de la retenue au cours de:

4 prélèvements par an de 1997 à 2000,

11 prélèvements en 2001.

De plus, d'avril 1998 à fin juin 2000 des prélèvements journaliers ont été effectués par

SOMIVAL au niveau du seuil de Naussac II, en dehors de la période de soutien d'étiage

lorsque les pompages dans l'Allier sont potentiellement possibles. Sur les échantillons ainsi

prélevés les déterminations analytiques ont porté sur les seuls paramètres azote ammoniacal,

nitrates, ortho-P et P total

Les résultats complets de ces mesures figurent dans les documents fournis par le

SEMA, et dans nos rapports annuels. Nous en avons extrait les seuls paramètres directement

liés aux phénomènes d'eutrophisation.

Les tableaux 1 à 4 font la synthèse globale des différentes données obtenues en

fonction des classes de qualité définies par le SEQ-Eau. Pour chaque année et pour chaque

altération nous avons précisé le nombre d'échantillons appartenant à chaque classe.

Ainsi, il apparaît que,

- dans l'Allier:

la qualité des eaux est bonne ou très bonne depuis 1996 et selon les années en fonction

de l'altération "Matières Organiques et Oxydables" et ce aussi bien à l'amont de

Langogne qu'au seuil de Naussac II,

en fonction des "Matières azotées" les eaux sont de bonne qualité sur la station amont

et sur la station au seuil; on note cependant, en 2001, sur la station aval, une

dégradation de la qualité, à la fois par rapport aux années antérieures et par rapport à

la station amont,

en fonction du paramètre "Nitrates", les eaux sont de bonne qualité à l'amont de

Langogne et au seuil de Naussac; cette qualité paraît stable au seuil depuis 1999 alors

qu'elle est plus variable à l'amont de Langogne

la qualité phosphore est bonne sur les 2 stations, il semble toutefois que la qualité

globale tende à s'améliorer sur la station amont, depuis 1999, ce qui n'est pas le cas au


7

niveau du seuil. En 2000, la qualité des eaux est passable dans 1 échantillon sur

chacune des 2 stations marquant la présence d'une source de pollution temporaire à

l'amont de Langogne.

- dans le Réals, les eaux sont:

de bonne qualité en fonction des "Matières Organiques et Oxydables" en dehors de la

période estivale et à l'exception d'un prélèvement en 1999,

de bonne qualité en fonction des "Matières azotées", et depuis 1999, de très bonne

qualité lorsque la dérivation du Chapeauroux est ouverte,

de bonne qualité par rapport aux "Nitrates",

de bonne qualité en fonction des "Matières phosphorées" mais cette qualité peut se

dégrader temporairement (1 échantillon en 1996, 1998, 1999 et 2001) que ce soit

lorsque la dérivation du Chapeauroux est ouverte ou en période d'étiage.

de très bonne qualité en fonction de l'altération "Phytoplancton", lorsque le

Chapeauroux alimente le Réals; cette qualité s'est nettement dégradée au cours de

l'été 2000 et de l'été 2001 (mauvaise qualité).

- dans le Donozau les eaux sont:

de bonne qualité en fonction du paramètre « Matières organiques et oxydables » en

1999 et en 2000 (3 campagnes), et de qualité passable en 2001 (11 campagnes),

de très bonne qualité en fonction des « Matières azotées » en 1998, de bonne qualité

en 1999 et de qualité passable en 2000 et 2001,

de bonne qualité en fonction du paramètre « Nitrates » depuis 1997,

de bonne ou de très bonne qualité en fonction de l’altération « Matières phosphorées »

selon les années,

de bonne qualité en fonction de l’altération « Phytoplancton »

I-/ Evolutions des paramètres liés à l'eutrophisation des masses d'eau dans

l'Allier (figures 1 à 2, tableau 5)

I-1-/ Les eaux de l'Allier sont faiblement acides à faiblement basiques (sauf en 1998). Le

caractère basique s'accentue en période estivale. Les valeurs du pH varient, sur les 2 stations

à l'amont de Langogne et au seuil de Naussac II, entre 6.5 et 8.6 unités. La valeur maximale

est mesurée en juillet 1997.

En 1998, le pH varie sur la station amont entre 5.9 et 7.9 unités.

En 1997, 1999, 2000 et 2001, les évolutions du pH sur les 2 stations, amont de

Langogne et seuil de Naussac II, sont corrélées. Le facteur de corrélation est égal à 0.4 pour

47 couples de données, il s'élève à 0.66 pour 45 couples de données si l'on élimine les valeurs

maximales (8.6 et 8.4 unités) enregistrées sur la station amont en juillet 1997 et en août 2001.

Cette importante élévation estivale du pH des eaux de l'Allier sur la station amont au cours de

ces 2 campagnes paraît, donc, être un phénomène local.

I-2-/ Les eaux sont faiblement minéralisées. La conductivité varie entre 20 et 71µS/cm à

l’amont de Langogne et entre 25 et 75 µS/cm au seuil de Naussac II. Toutefois, les teneurs en

sels dissous s'accroissent d'années en années et plus particulièrement depuis 1999. Les valeurs

maximales sont observées, sur les 2 stations, en période estivale.


8

Les valeurs de la conductivité au seuil de Naussac II évoluent parallèlement aux

valeurs correspondantes sur la station amont. Les 2 groupes de données sont corrélés au seuil

de 1% (le facteur de corrélation est égal à 0.79 pour 47 couples de données).

De ce fait, bien que la conductivité des eaux de l’Allier soit plus élevée à l'aval de

Langogne qu'à l'amont, la teneur en sels dissous au niveau de la station amont est

l'élément déterminant de la conductivité des eaux au seuil de Naussac.

Remarque:

Au cours des années 1992 à 1996, la conductivité des eaux de la station amont de Langogne

évoluait entre 20 et 42 µS/cm.

I-3-/ La Demande Biochimique en Oxygène est toujours faible.

La valeur maximale de la DBO5 est enregistrée :

- sur la station amont, en août 2000 avec 5 mg/l de O2,

- sur la station aval, en mars 2000, avec 4 mg/l de O2.

Les variations de la Demande Biochimique en Oxygène sont indépendantes d’une

station de mesures à l’autre

I-4-/ Evolutions des teneurs en azote

Les teneurs en azote ammoniacal sont, dans la majorité des échantillons, inférieures à

0.1 mg/l. Or, depuis 1999, cette valeur constitue le seuil de quantification de la méthode de

dosage utilisée. Il est donc impossible de suivre l'évolution de ce paramètre au cours des

années ou d’une station à l’autre.

Les valeurs maximales, voisines de 0.5 mg/l ont été mesurées au seuil de Naussac II

en août 2000 et en août 2001 alors que parallèlement les teneurs en NH4+ étaient égales à 0.12

et 0.11 mg/l à l’amont. Il existe donc, à l’amont de Langogne, des zones de rejets d’azote

ammoniacal. L’accroissement des teneurs en NH4+ entre les 2 stations met en évidence

la présence d’apports complémentaires à l’aval de Langogne. En cas de

dysfonctionnement, la station d'épuration de Langogne pourrait constituer cette source

d'azote ammoniacal.

Les teneurs en nitrates sont maximales pendant l'hiver et le printemps, elles sont

alors liées aux précipitations et au lessivage des terres cultivées. Elles sont minimales lors de

l’étiage estival.

Les concentrations sur la station amont et au seuil de Naussac II évoluent

simultanément et le coefficient de corrélation qui relie ces 2 groupes de données est égal à

0.96 pour 47 couples de valeurs.

Contrairement à ce qui avait été noté de 1992 à 1996, les concentrations en nitrates ne

s'accroissent pas entre l'amont et l'aval de Langogne.

En 1997 et 1998, années particulièrement sèches en février et mars, les concentrations

moyennes en nitrates sont faibles (1.4 mg/l). Elles sont inférieures aux valeurs moyennes

mesurées de1993 à 1996 (1.8 mg/l sur la station amont de Langogne) et de 2000 à 2001 (2

mg/l).


9

Depuis 1999, les concentrations en azote Kjeldahl sont inférieures au seuil de

quantification de la méthode de dosages utilisée :

- 0.5 mg/l en 1999,

- 1 mg/l en 2000 et 2001.

De 1996 à 1998, les concentrations moyennes en NK sont voisines de 0.3 mg/l sur la

station amont.

De 1996 à 2001, les plus fortes teneurs ont été mesurées :

- sur la station amont, en mai 1997 : 0.9 mg/l,

- au seuil de Naussac II, en juin 1997 : 1 mg/l

I-5-/ Evolutions des teneurs en phosphore

Les teneurs en phosphore total sont généralement faibles. Toutefois, des valeurs

proportionnellement élevées peuvent être enregistrées :

- au cours d'une campagne de prélèvements sur la station amont et simultanément sur la

station aval ; dans ce cas, le rejet de phosphore a pour origine le bassin versant amont et il

s'est prolongé pendant un temps relativement long.

- sur la station aval seule, il n'est, alors, pas possible de préciser si le flux polluant provient

de l’amont ou si la zone de rejet se situe entre les 2 stations.

Les plus fortes concentrations ont été mesurées :

- sur la station amont :

en avril et en novembre 1996 : 0.20 mg/l et 0.29 mg/l,

en décembre 1999 : 0.21 mg/l,

en novembre 2000 : 0.37 mg/l,

- au seuil de Naussac II :

en mai 1997 : 0.19 mg/l,

en décembre 1999 : 0.27 mg/l (simultanément avec la station amont),

en novembre 2000 : 0.30 mg/l (simultanément avec la station amont).

Ces concentrations maximales sont observées en dehors de la période d'étiage,

elles engendrent donc une charge "polluante" relativement élevée et sont probablement

associées à des épisodes de ruissellement sur le bassin versant. Dans tous les cas, sauf en

mai 1997, le phosphore organique est le principal constituant du P total. Cette remarque

a déjà été faite lors des études de 1992 à 1996.

Une partie au moins des rejets de phosphore total provient du bassin versant

situé à l'amont de Langogne.

Depuis 1999, le seuil de quantification du phosphore total est égal à 0.050 mg/l -

valeur supérieure aux concentrations en P total dans de nombreux échantillons - il n'est donc

pas possible de suivre l'évolution des concentrations moyennes en P total au cours des années.

Cependant, nous avons fait figurer, dans le tableau, ci-dessous le nombre

d'échantillons, qui depuis 1996 dépasse le seuil de quantification du P total ainsi que la

somme des concentrations correspondantes.


10

1996 1997 1998 1999 2000 2001

Station amont

Nombre d'échantillons 5 0 4 8 6 1

des concentrations µg/l 740 360 840 720 60

Seuil

Nombre d'échantillons 5 5 6 4

des concentrations µg/l 480 610 730 370

Ainsi, la concentration en phosphore total est supérieure à 0.050 mg/l dans, au moins,

la moitié des échantillons des années 1999 et 2000

Comme pour le phosphore total, le seuil de quantification des ortho-phosphates est,

depuis 1999, égal à 0.050 mg/l. Cette valeur est supérieure à la concentration en ortho-P de la

majorité des échantillons.

Les valeurs maximales sont égales :

- à l'amont de Langogne :

0.12 mg/l en juin 1996,

0.10 mg/l, 0.08 mg/l et 0.12 mg/l en août, septembre et octobre 2001,

- au seuil de Naussac II :

0.5 mg/l en mai 1997,

0.15 mg/l en août 2000,

0.16 mg/l, 0.12 mg/l et 0.14 mg/l entre août et octobre 2001.

Ainsi, au moins en 2001, les apports en ortho-P, issus de rejets domestiques,

répétitifs ou de longue durée, avaient pour origine le secteur amont de Langogne.

Il faut noter que toutes ces concentrations élevées sont mesurées en période de

faibles débits de l'Allier ce qui limite l'importance de la charge. Par exemple, les

concentrations en ortho-P enregistrées :

- en octobre 2001 ( 0.140 mg/l), au seuil de Naussac II correspondent à une charge dans

l’Allier de 0.30 g/s; cette charge serait associée à une concentration de 0.03 mg/l

(inférieure au seuil de quantification) pour un débit de l'Allier égal à 10 m3/s,

- en mai 1997 correspondent, en revanche, à une charge de 1.35 g/s soit 0.13 mg/l d’ortho-P

pour un débit de 10 m3/s.

I-6-/ Evolutions des paramètres azote et phosphore au seuil de Naussac II - prélèvements

journaliers - (figure 3).

Les données ainsi obtenues confirment, dans leurs grandes lignes, les résultats des

mesures effectuées mensuellement par le SEMA.

Les teneurs en nitrates sont maximales en hiver, elles sont liées à des épisodes

pluvieux. Elles atteignent 0.8 mg-N/l (3.5 mg NO3-/l) en janvier 99 et 0.75 mg-N/l (soit 3.3

mg NO3-/l) en janvier 2000. Ces 2 valeurs correspondent, respectivement, à des flux de 90 g/s

et 16g/s.


11

Lors de la crue de mai 1999, la concentration en nitrates de 2.3 mg/l mesurée le 18 mai

associée à un débit de 350 m3/s correspond à un flux de 800 g/s.

L’azote ammoniacal est présent en permanence dans l’Allier mais les teneurs sont

généralement faibles et semblent avoir diminué entre 1999 et 2000. De janvier à juin 2000, les

concentrations en azote ammoniacal ont été inférieures à 0.05 mg-N/l (soit 0.06 mg/l de

NH4+) dans la majorité des échantillons sauf entre le 10 et le 14 janvier (0.15 mg-N/l).

Les teneurs en phosphore total varient entre 0.060 et 0.005 mg/l. Les valeurs

maximales ont été enregistrées en 1999 et en 2000 lorsque les débits dans l’Allier augmentent

et en particulier lors de la crue de mai 1999. Cette élévation des teneurs lors d’épisodes

pluvieux de début de printemps est probablement liée au ruissellement sur les sols agricoles

en période d’épandage d’engrais organique sur les terres agricoles.

Les concentrations en ortho-P sont dans la totalité des échantillons inférieures à 0.02

mg-P/l (soit 0.06 mg/l de PO43-

) sauf :

- en octobre 1998 : 0.037 mg-P/l,

- en mai 1999 : 0.032 mg-P/l.

II-/ Evolutions des paramètres liés à l'eutrophisation des masses d'eau dans

le Réals et le Chapeauroux (figures 4 et 5, tableau 6)

Rappelons que les prélèvements ont été réalisés dans le Réals à l’entrée de la retenue

en 1996, 1999, 2000 et 2001 et dans le Chapeauroux à l’amont immédiat de la retenue

d’Auroux en 1997 et 1998.

II-1-/ Les eaux du Réals et du Chapeauroux ont un caractère faiblement basique qui

s'accroît lors de l'étiage estival. Les valeurs moyennes du pH sont égales à 7.6 unités de 1996

à 2001, elles varient entre 7.2 et 7.4 unités pendant la période de dérivation du Chapeauroux.

Lorsque le Réals est alimenté par le Chapeauroux, les valeurs moyennes du pH

de ce ruisseau sont comparables à celles de l'Allier.

II-2-/ Les eaux du Réals sont faiblement minéralisées lorsque la dérivation du

Chapeauroux est ouverte (de 30 à 60 µS/cm). En période estivale lorsque le Réals est alimenté

par son seul bassin versant, la conductivité augmente nettement (valeur maximale 190 µS/cm)

parallèlement à l'accroissement des teneurs en sodium, calcium et magnésium.

Les eaux du Chapeauroux sont plus minéralisées que les eaux de l'Allier et

comme, dans l'Allier la conductivité s'accroît depuis 1997.

II-3-/ La Demande Biochimique en Oxygène varie d'une campagne à l'autre sans régularité

apparente. La plus forte valeur a été mesurée en juillet 1997 ( 5.4 mg/l de O2).


12

Il faut remarquer que, au cours de l'année 2000, la DBO5 était relativement élevée à

toute période (alimentation par le Chapeauroux ou non). Mais cette augmentation des valeurs

de la DBO5 par rapport aux années précédentes ne s'est pas reproduite en 2001.

II-4-/ Evolutions des teneurs en azote :

De 1996 à 1998, les teneurs en azote ammoniacal sont, dans la majorité des

échantillons, inférieures à 0.05 mg/l. Les plus fortes teneurs pouvant atteindre

exceptionnellement 0.27 mg/l (en novembre 1996) se rencontrent aussi bien lorsque la

dérivation du Chapeauroux est ouverte qu'en période estivale.

Depuis 1999, le seuil de quantification de l'azote ammoniacal est supérieur aux

concentrations dans le Réals. Une seule valeur a dépassé ce seuil : 0.16 mg/l en septembre

2000.

Comme dans l'Allier, les teneurs en nitrates sont maximales en période hivernale et

minimales en été. Les plus fortes concentrations sont voisines de 3 mg/l, exceptionnellement

4 mg/l en janvier 1999.

Les teneurs en nitrates dans le Réals et dans le Chapeauroux sont légèrement

supérieures à celles de l'Allier.

Les teneurs en azote Kjeldahl sont au maximum, égales à 1 mg/l.

I-5-/ Evolutions des teneurs en phosphore

Les teneurs en P total sont, souvent, inférieures à 0.05 mg/l; cependant, des

concentrations plus élevées variant entre 0.1 et 0.4 mg/l peuvent être mesurées, à tout

moment, de façon intermittente.

En 1996, 1997 et 1998, les valeurs maximales (supérieures à 0.200 mg/l) sont

observées au printemps et en hiver, elles ont alors le Chapeauroux pour origine En 1999 et

2000 des "pics" de concentrations sont, de plus, enregistrés en été. En 2001 aucune

concentration n'a dépassé 0.1 mg/l.

D'une façon générale, lorsque les concentrations en P total sont supérieures à

0.200 mg/l le phosphore organique est le principal constituant du P total.

Depuis 1996 les concentrations en P total dans les échantillons dépassant le seuil

de quantification paraissent globalement augmenter (sauf en 2001).

Les teneurs en ortho-P sont dans la totalité des échantillons inférieures à 0.200 mg/l..

Le nombre d'échantillons dont la concentration est supérieure à 0.05 mg/l est de :

- 2 en 1997 et 1998, alors que les prélèvements ont été effectués dans le Chapeauroux,

- 7 (exceptionnellement 4 en 2000) lorsque les prélèvements sont réalisés dans le Réals.

Une partie au moins des ortho-phosphates provient donc du bassin versant du

Réals et l'impact de ces apports semble croître au cours du temps. Cependant les

concentrations estivales plus élevées correspondent à de faibles charges eutrophisantes entrant

dans la retenue.


13

Il apparaît que les concentrations en ortho-P des échantillons dépassant le seuil

de quantification (0.05 mg/l) augmentent d'année en année, bien que, depuis 1996, les

valeurs maximales soient approximativement constantes.

La somme des concentrations en ortho-P et en P total supérieures à 0.050 mg/l est

chaque année, la suivante :

Réals Chapeauroux Réals

1996 1997 1998 1999 2000 2001

Ortho-P


des concentrations µg/l 490 150 200 600 370 790

P total


des concentrations µg/l 690 340 460 740 1000 220

III-/ Evolutions des paramètres liés à l'eutrophisation des masses d'eau

dans le Donozau

La qualité des eaux du Donozau a été définie au cours de 4 campagnes de mesures

annuelles de 1997 à 2000 et au cours de 11 campagnes en 2001. Cette qualité est moins bonne

que celle de l'Allier et du Chapeauroux

Les eaux du Donozau sont plus minéralisées que les eaux de l'Allier et du Réals, la

conductivité varie entre 50 et 230µS/cm. Les plus fortes valeurs sont enregistrées en été et au

cours de toute l'année 2000. En 2001, les valeurs moyennes de la conductivité étaient égales à

45 µS/cm dans l'Allier, à 85 µS/cm dans le Réals et à 100µS/cm dans le Donozau

Les teneurs en nitrates sont plus élevées que dans les autres cours d'eau marquant

l'impact plus grand des activités agricoles.

De 1997 à 2001, la concentration maximale en nitrates a été mesurée en février 2000

avec 9 mg/l soit 3 fois plus que les valeurs maximales de l'Allier.

Il est apparu, en 2001, que les plus fortes teneurs en nitrates étaient enregistrées au

cours de la période estivale d'étiage et ce contrairement à ce qui a été mis en évidence à la fois

dans l'Allier et dans le Chapeauroux. Un suivi mensuel, déjà réalisé en 2001, de ce ruisseau

permettra, dans l'avenir, de confirmer ou d'infirmer cette observation et d'en rechercher les

causes.

Les mesures de 2001, montrent que les teneurs moyennes et P total et en ortho-P sont

supérieures à celles des autres affluents.

Le Donozau, seul affluent estival de la retenue, est donc soumis à une pression

agricole plus importante que les autres cours d'eau Chapeauroux et Allier.


14

IV-/ Charges entrant dans la retenue par l'intermédiaire du Réals et de

l'Allier (tableau 7 ) :

Les charges entrant dans la retenue par l'intermédiaire du Chapeauroux ont été

calculées, chaque année, à partir des volumes dérivés et en considérant que les concentrations

ponctuelles en azote et en phosphore quantifiées tous les mois sont représentatives de la

teneur moyenne mensuelle.

Les charges entrant dans la retenue, par l'intermédiaire de l'Allier en période de

pompage, ont été calculées à partir des prélèvements journaliers effectués au niveau du seuil

par SOMIVAL en période de pompages.

Il apparaît que pour des volumes entrants sensiblement comparables, la charge

entrante, provenant du Chapeauroux, en ortho-P, bien que relativement faible, est plus

élevée en 1999, 2000 et 2001 qu'elle l'était en 1994 et 1995; nous avons déjà indiqué que

les concentrations moyennes en ortho-P semblaient s'accroître progressivement dans le

Réals.

De la même façon, la charge entrante en nitrates est plus élevée depuis 1998

qu’au cours des années antérieures.

En 1998, 1999 et 2000, les pompages dans l'Allier ont eu un impact faible sur les

quantités de phosphore et d'azote sous forme de nitrates apportée à la retenue en période de

remplissage.

Dans notre rapport de synthèse de 1992 à 1996, nous avions considéré, à la suite de

l'étude théorique effectuée par la D.I.R.E.N. Auvergne, que les charges en éléments nutritifs

sur les bassins du Chapeauroux et du Donozau étaient comparables et qu'il était donc justifié

de considérer que les concentrations en azote et phosphore dans les 2 cours d'eau étaient

identiques. A partir de cette extrapolation nous avions estimé que le niveau trophique de la

retenue devait être proche de la mésotrophie.

Dans cette synthèse nous ne ferons pas la même extrapolation dans la mesure où il est

apparu les eaux du Donozau étaient de moins bonne qualité que celles de l'Allier et du

Chapeauroux.


15

C- EVOLUTIONS DE LA QUALITE DES EAUX DE LA RETENUE

Le suivi de la qualité des eaux de la retenue a été réalisé au cours des périodes

suivantes :

- de mai à octobre 1996,

- de juillet à novembre 1997,

- d’avril à novembre 1998,

- d’avril à octobre 1999,

- de mars à octobre 2000 et 2001.

Les prélèvements ont eu lieu sur 2 stations :

- l’une dans le secteur de plus grande profondeur à proximité du barrage, il s’agit de la

station 2 dont la profondeur maximale est de 42 m,

- l’autre dans l’ancienne vallée du Réals, au droit de la base nautique de la Rose des Vents,

c’est la station 3 dont la profondeur maximale est de 26 m.

Au cours des différentes campagnes, les mesures ont porté sur les paramètres physico-

chimiques, la structure du peuplement algal et la structure du peuplement zooplanctonique.

Les résultats détaillés figurent dans les rapports annuels.

I-/ Qualité physico-chimique des eaux de la retenue

I-1-/ Transparence des eaux et épaisseur de la zone euphotique (figure 6)

La transparence des eaux de la retenue a peu évoluée depuis 1996. Elle varie entre 1 m

et 7 m au cours de tous les prélèvements. La transparence est maximale en période estivale, de

juin à début septembre selon les années et minimale au printemps.

Les valeurs minimales, maximales et moyennes de la transparence de la retenue d'avril

à octobre de chaque année d'études figurent dans le tableau ci-dessous :

Transparence en m 1996 1997 1998 1999 2000 2001

minimale 1 1.5 2 1.8 1.8 2.4

maximale 7.2 6.2 6.5 5 5.3 6.3

moyenne avril à octobre 3.6 3.6 3.4 4.2

Ainsi, chaque année, la profondeur maximale de la zone euphotique varie entre 13 et

18 m.


16

Si l'on se base sur la valeur minimale de la transparence mesurée au cours des

différents prélèvements (et en admettant que cette valeur correspond au minimum

annuel) la retenue a depuis 1997 un caractère mésotrophe plus ou moins évolué.

I-2-/ Stratification

Les eaux de la retenue sont stratifiées pendant la période estivale. La stratification

s'installe selon les années entre fin mai et fin juin. La date du brassage automnal dépend des

conditions météorologiques. Dès le début du mois de septembre, un refroidissement

temporaire mais important des températures extérieures peut initier d'abord, l'enfoncement de

la thermocline, puis sa rupture. Ainsi, au cours des 2 dernières années, la déstratification des

masses d'eau est intervenue plus tôt sur la station 3 que sur la station 2.

Remarque:

Nous verrons par la suite que la date du brassage automnal est un facteur déterminant

de l'intensité du développement algal à cette époque de l'année. En effet,

- si la déstratification se produit tôt dans la saison, alors que l'éclairement et les

températures sont encore importants, les éléments nutritifs issus de l'hypolimnion peuvent

être utilisés de façon optimale par le phytoplancton et la production phytoplanctonique

induite est importante,

- si la déstratification est tardive, les conditions extérieures ne sont pas favorables à un

intense développement algal.

La date du brassage automnal a également un impact sur la durée de la

désoxygénation estivale et sur l'extension de la zone anoxique

Pour chaque année, les dates de début et de fin de la stratification ainsi que la

profondeur de la thermocline sont regroupées dans le tableau suivant :

Durée de la stratification Profondeur de la thermocline

1996 3 juin au 16 septembre 3 à 12 m

1997 1 juillet au 9 octobre 4 à 12 m

1998 22 mai au 10 septembre 3 à 13 m

1999 24 juin au 7 octobre 10 à 17 m

2000 19 mai au 10 octobre 7 à 17 m

2001 2 juin au 11 octobre 9 à 16 m

Dans la majorité des cas, les lâchers de soutien d'étiage, effectués par la vanne la plus

haute (V1 à la cote 935) se font à partir d'eau de l'épilimnion.

En 1998, toutefois, le faible niveau de remplissage de la retenue, en août, a rendu

nécessaire l'ouverture simultanée des 2 vannes les plus hautes V1(cote 935) et V2 ( cote 927),

situées de part et d'autre de la thermocline et de l'oxycline. Cette configuration est à l'origine

de l'important développement algal observé, à ce moment, dans la retenue.

Remarque :

Depuis 1999, à l'automne, l'épaisseur de l'épilimnion est plus grande que

précédemment, ce phénomène est lié à la mise en place tardive du brassage conséquence de

l'élévation des températures moyennes extérieures des mois de septembre et début octobre ;


17

cette élévation se fait aussi bien sentir sur les températures minimales que sur les

températures maximales.

Températures moyennes maximales en °C Températures moyennes minimales en °C

septembre octobre septembre octobre

1996 13.5 10.5 5 4.5

1997 18 13 4 4.5

1998 17.5 11 10 6

1999 20 15 8 5

2000 21 12.5 7.5 4

2001 15.5 17.5 4.5 6.5

I-3-/ Oxygénation

Au cours de la période de stratification, les eaux profondes présentent d'abord un

important déficit en oxygène puis une anoxie totale.

Pour chaque année d'étude, les positions relatives :

- de la thermocline,

- des limites supérieures des masses d'eau dont la concentration en oxygène dissous est

inférieure à 3 mg/l puis à 1 mg/l,

sont schématisées figure 7

Ainsi, les masses d'eau dont la concentration est inférieure à 3 mg/l ont atteint la cote

925 (soit environ les 25 derniers mètres de la retenue)

- en septembre 1995 et 1996, alors que les eaux dont la concentration est inférieure à 1 mg/l

ne sont pas remontées jusqu'à ce niveau,

- début août 1997, 1998 et fin juillet 1999, leur extension étant ensuite bloquée par la

thermocline jusqu'au brassage ; parallèlement les eaux très faiblement oxygénées (<1

mg/l) rejoignent la thermocline mi-septembre,

- la seconde quinzaine du mois d'août 2000, elles sont alors situées à la limite de la

thermocline et ce jusqu'au brassage mi-octobre. Le 21 septembre la thermocline et la

limite supérieure de la zone très faiblement oxygénée sont confondues,

- fin septembre 2001, la zone très faiblement oxygénée ne concerne, alors, que les 15

derniers mètres (cote 915) et l'anoxie ne s'étend que sur 5 m.

En 1996 et en 2000 il a été procédé à des lâchers printaniers d'eaux profondes, alors

que la dérivation du Chapeauroux était encore ouverte; la fermeture de la vanne profonde

étant intervenue fin juin.

En 1997, année très sèche, le soutien d'étiage de l'Allier a débuté en avril et, les lâchers

ont eu lieu par la vanne la plus profonde jusqu'en juin,.

En 2001, outre les lâchers printaniers, le soutien de l'étiage de l'Allier a été

partiellement assuré par la vanne profonde jusqu'au 28 juillet.

Les volumes globaux (en Mm3) lâchés par la vanne profonde au cours du premier

semestre ainsi que les volumes lâchés en mai, juin et juillet figurent au tableau ci-dessous :

1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001

1er

semestre 9 25.8 15.7 7.4 18.9


18

Mai 0.7 5.6 2.7 5.3 4.4

Juin 1.7 8.2 2.1 1.2

juillet <5.2

L'étendue de la zone anoxique dépend donc de la durée de la stratification thermique et

de l'existence ou non de lâchers printaniers d'eaux profondes. Ces lâchers printaniers sont

particulièrement "efficaces" lorsqu'ils se produisent en mai, juin et juillet (2001). Ils ont pour

effet :

- de maintenir l'oxygénation des eaux profondes en créant un courant de fond lorsque la

dérivation du Chapeauroux est ouverte,

- d'éliminer les eaux profondes faiblement oxygénées au début de la stratification,

- d'exporter, partiellement, la biomasse phytoplanctonique printanière constituée par les

Diatomées en voie de sédimentation (cette hypothèse se base sur les résultats de 2001 et

doit être vérifiée dans les années futures).

En période de stratification estivale, la perte en oxygène dans la colonne d'eau dont les

concentrations sont inférieures à 3mg/l figure, pour chaque année, dans le tableau 8

Ainsi, la consommation en oxygène des sédiments et de la colonne d'eau sus-jacente

(exprimée en g/m3.j) stable entre 1995 et 1997, s'est accrue de 1997 à 1999 (aucun lâcher

printanier n'a été effectué en 1998 et 1999). Les valeurs calculées en 2000 sont plus faibles

qu'en 1999 et comparables à celles de 1998. En 2001, la consommation en O2 au niveau de la

station 2 est équivalente à celle des années 1995 à 1997 alors que sur la station 3, cette

consommation est plus forte et analogue à celle de 1999. Pour la première fois, la perte en

oxygène sur les 2 stations n'est pas identique. Il est possible que cette différence soit la

conséquence des lâchers d'eaux profondes en juillet dont l'impact se manifeste

particulièrement dans le secteur central de la retenue à proximité de la tour.

I-4-/ Evolutions des concentrations en phosphore (figure 8) :

Les moyennes arithmétiques des concentrations en phosphore total dissous et en ortho-

phosphates dissous ont été calculées, pour chaque campagne de prélèvements de 1996 à 2001,

d'abord sur toute la colonne d'eau puis entre 0 et 15 m (assimilée à la zone euphotique). Elles

varient, sur toute la colonne d’eau entre les valeurs suivantes :

P total dissous µg/l Ortho-P dissous µg-P/l

Maximum Minimum Maximum Minimum

1996 34 1 8 1

1997 17 3 8 3

1998 43 1 15 <1

1999 32 8 19 <1

2000 39 1 16 3

2001 20 4 11 2

Les résultats détaillés figurent tableaux 9, 10 et 11


19

Les teneurs moyennes en phosphore n'ont pas évolué de façon notable depuis 1995.

Calculées sur l’ensemble de la colonne d’eau au cours de chaque campagne, elles sont

maximales sur la station 2 et égales :

- 43 µg/l de P total dissous (6µg/l entre 0 et 15 m) en octobre 1998,

- 19 µg/l d'ortho-P dissous (10 µg/l entre 0 et 15 m) en août 1999.

Les concentrations en phosphore dissous (sur l’ensemble de la colonne) sont plus

faibles et plus homogènes en 1997 et 2001 que lors des autres années d’études. La

concentration moyenne en P total dissous est de 10 µg/l en 1997 et 13µg/l en 2001.

Les teneurs moyennes en P total dissous et en ortho-P sont, en 2000 et 2001,

minimales pendant l’été et maximales au printemps et à l’automne. En 1998 et 1999, au

contraire, les teneurs en P total dissous augmentaient de mai à septembre et ce aussi bien

dans la zone euphotique que dans l’ensemble de la colonne d’eau. Cette différence de

fonctionnement met en évidence les échanges de P organique dissous (dont la solubilité

n’est pas conditionnée par les conditions d’oxydo-réduction) entre l’hypolimnion et la

zone euphotique lorsque l’extension de la zone fortement désoxygénée est importante

dès le début de l’été.

Le stock de phosphore total dissous (depuis 1992) et le stock d'ortho-P (depuis 1996)

dans la retenue à la fermeture de la dérivation du Chapeauroux et à la fin de chaque campagne

annuelle de mesures est calculé dans le tableau 12.

La réserve en éléments nutritifs de la retenue, en juin, dépend de l'importance des

apports, du stock initial, du volume de la retenue et également de la consommation du

peuplement de Diatomées au printemps.

Le stock de phosphore total en juin, est élevé en 1992, 1993, 1994, 1996 et 1999 (5.9

et 4.2 tonnes de P). Il est plus faible les autres années (de 2.3 à 0.6 tonnes) mais aucune

évolution stable n'apparaît d'une année à l'autre. L'amplitude des variations du stock d'ortho-P

est plus faible; entre 0.6 et 1.5 tonnes.

A l'automne, le stock d'ortho-P est généralement plus faible qu'en juin mais les valeurs

obtenues sont étroitement dépendantes de la proximité ou non du brassage induisant la

réoxygénation des masses d'eau profondes et la précipitation simultanée du fer et des ortho-

phosphates.

De 1996 à 2000, la charge entrante en ortho-P par le Réals et l'Allier est inférieure au

stock dans la retenue fin juin. Au cours de l'hiver 2000-2001 les volumes dérivés du

Chapeauroux ont été de 44,7 Mm3 et les volumes lâchers voisins de 20 Mm

3 soit 10% du

volume de la retenue et 45% des volumes dérivés, la charge entrante est plus élevée que le

stock dans la retenue.

I-5-/ Evolutions des concentrations en azote (figure 8) :

Les moyennes arithmétiques des concentrations en azote total, nitrates et azote

ammoniacal ont été calculées, pour chaque campagne de prélèvements et pour chaque

campagne, de 1996 à 2001, d'abord sur toute la colonne d'eau puis entre 0 et 15 m (zone

euphotique). Les résultats figurent tableaux 9, 10 et 11

Les concentrations moyennes en azote total calculées sur l'ensemble de la colonne

d'eau des 2 stations sont comprises entre 0.2 et 0.9 mg/l exceptionnellement 1.2 mg/l en août

2000.


20

Globalement, sur les 6 années d'études prises en compte, les concentrations moyennes

sur les 2 stations sont corrélées. Le facteur de corrélation est significatif au seuil de 1%. Ce

résultat est également valable année par année sauf en 1999 et en 2001.

Entre 1998 et 1999 (tableau 11), les concentrations moyennes en azote total

(calculées sur l'ensemble des prélèvements de chaque année d'études) ont augmenté de

façon nette; voisines de 0.6 mg/l de 1996 à 1998, elles sont proches de 0.75 mg/l depuis

1999. Les teneurs moyennes sont plus élevées dès le printemps à la fois dans l'épilimnion

et sur l'ensemble de la colonne d'eau mettant en évidence le rôle des apports du Réals.

Les concentrations moyennes en nitrates calculées au cours de chaque campagne de

prélèvements sur l'ensemble de la colonne d'eau sont inférieures à 0.3 mg-N/l de 1996 à 1998.

Elles sont comprises entre 0.2 et 0.4 mg-N/l depuis 1999.

Comme pour l'azote total, l'accroissement des teneurs en nitrates entre 1998 et

1999 se manifeste dans les mêmes proportions dans l'épilimnion.

Les concentrations moyennes en nitrates évoluent parallèlement sur les 2 stations.

Globalement, les 2 couples de valeurs sont corrélées et le facteur de corrélation est significatif

au seuil de 1%. Année par année, les concentrations sur les stations 2 et 3 sont également

corrélées sauf en 2000.

Les concentrations moyennes en azote ammoniacal, calculées à partir de l'ensemble

des prélèvements de chaque année, augmentent de 1996 (0.06 mg-N/l) à 1999 (0.13 mg-N/l)

(tableau 11). Les valeurs maximales des concentrations moyennes (sur toute la colonne d'eau

au cours de chaque prélèvements) sont égales à (tableau 9):

- 0.13 mg-N/l en août 1996 sur la station 2 ,

- 0.16 mg-N/l en août 1997 sur la station 3,

- 0.19 mg-N/l en novembre1998 sur la station 2,

- 0.30 mg-N/l en juillet 1999 sur la station 3.

Ces concentrations diminuent en 2000 et 2001, elles sont alors comparables à celles

de 1996.

De 1997 à 2000, les concentrations moyennes sont maximales sur la station 2 à

l'automne marquant ainsi l'impact des apports par les sédiments en milieu anoxique. En

2001, les teneurs en azote ammoniacal sont faibles et les variations peu importantes de

mars à octobre. Ces teneurs automnales peu élevées sont la conséquence de la durée

réduite et de la moindre extension de l'anoxie estivale.

Comme dans le cas des nitrates, les concentrations moyennes en azote ammoniacal

évoluent parallèlement sur les 2 stations et les 2 couples de valeurs sont corrélées,

globalement et année par année sauf:

- en 1997 et en 2001 dans l'épilimnion,

- en 1997, 1999 et 2001 dans l'ensemble de la colonne d'eau;

dans tous les cas des" pics" de concentrations sont mesurés sur la station 3 alors qu'ils sont

inexistants sur la station 2.


21

Le stock d'azote total et de nitrates à l'arrêt de la dérivation du Chapeauroux

(tableau 12) est plus élevé depuis 1999 qu'au cours des années antérieures. Cet

accroissement est parallèle à l'augmentation de la charge entrante en nitrates.

I-6-/ Evolutions des teneurs en chlorophylle (figure 6, tableau 13)

Les teneurs en chlorophylle mesurées sur les stations 2 et 3, au cours de chaque

campagne sur un échantillon intégré 0-10m, sont corrélées. Le facteur de corrélation est

significatif au seuil de 1% aussi bien globalement pour l'ensemble des mesures de 1996 à

2001 qu’année par année.

Les concentrations maximales sont enregistrées:

- en septembre 1996 avec 33 µg/l sur la station 3,

- en septembre 1998 avec 53 µg/l sur la station 3.

Les valeurs maximales mesurées depuis 1999 sont plus faibles et inférieures à 20 µg/l.

Les concentrations maximales en chlorophylle sont mesurées au printemps et à

l'automne:

- au printemps, avant la fermeture de la dérivation du Chapeauroux, le stock d'éléments

nutritifs disponible est relativement important

- à l'automne les éléments nutritifs accumulés dans l'hypolimnion peuvent atteindre la zone

trophogène:

au début du brassage, généralement fin septembre ou début octobre, l'intensité du

développement algal est alors dépendante des conditions météorologiques extérieures;

ce fut le cas en 1996,1997 et 2001;

lorsque l'étendue de l'anoxie des eaux profondes est telles que la thermocline, la limite

supérieure des masses d'eau faiblement oxygénées (O2<3 mg/l) puis la limite

supérieure des masses d'eau anoxiques sont confondues; ce fut le cas en 1998, 1999 et

2000; les concentrations maximales sont alors mesurées fin août et début septembre.

En 1998, les concentrations élevées en chlorophylle (mesurées début septembre),

significatives d'un milieu modérément eutrophe, sont la conséquence de la gestion des vannes

de soutien d'étiage, qui en période de fort marnage de la retenue, se situaient de part et d'autre

de la thermocline favorisant ainsi l'enrichissement de la zone trophogène en élément nutritifs

issus de l'hypolimnion fortement désoxygéné.

En été les teneurs en chlorophylle sont faibles.

Si l'on se base sur les valeurs des concentrations maximales en chlorophylle

mesurées au cours de chaque cycle de prélèvements, la retenue de Naussac a depuis 1996

un caractère mésotrophe plus ou moins évolué selon les années; l'année 1998 est une

année particulière. Depuis 1995, les teneurs en chlorophylle (maximales à la fin de l'été

et à l'automne) et donc le niveau trophique du plan d'eau sont étroitement liés aux

conditions de gestion de la retenue et aux conditions climatiques automnales : niveau de

remplissage printanier, lâchers d'eau profondes, marnage estival, date du brassage

automnal.


22

Les quantités de chlorophylle contenues dans les masses d'eau superficielles comprises

entre 0 et 10 m ont été évaluées en fonction:

- des concentrations maximales en chlorophylle dans les échantillons intégrés 0-10 m,

- du volume des masses d'eau concernées au moment de la campagne de prélèvements.

les résultats sont regroupées dans le tableau 13

Les quantités de chlorophylle liées au peuplement printanier de Diatomées (500

et 700 kg de chlorophylle dans les couches supérieures du plan d'eau), ont peu évolué

depuis 1998. Elles sont essentiellement dépendante du stock de phosphore (et

principalement du stock d’ortho-P) et de silice dans la retenue en début d'année.

Avril 1998 Avril 1999 Mai 2000 Mars 2001

Stock d’orthoP en tonnes de P <0.2 0.2 1.1 0.9

Quantité de chlorophylle en kg 503 555 763 605

En revanche, à l'automne, les valeurs maximales varient fortement d'une année à

l'autre. Elles sont élevées en 1996 et 1998 (2000 kg en 1996 et 2900 kg en 1998). Plus

faibles depuis 1999, elles sont, au plus égales à 1200 kg (1999 et 2001). Elles dépendent

de l'abondance des apports issus de l'hypolimnion, des conditions météorologiques et de

la nature du peuplement algal.

II-/ Evolutions du peuplement phytoplanctonique (figures 9 et 10 et tableau14):

Le peuplement phytoplanctonique présente les caractéristiques suivantes:

- le développement des Diatomées (Chromophytes) est prépondérant au printemps: mars

avril, mai avec les genres: Asterionella, Aulacoseira principalement, associés selon les

années à Tabellaria ou Fragilaria,

- la période "d'eaux claires" est observable en juin après la disparition des Diatomées et au

moment de l'installation de la stratification,

- le peuplement estival et automnal, dominé jusqu'en 1996 par les Chlorophytes et en

particulier des algues appartenant à l'ordre des Chloroccocales telles que Sphaerocystis,

Coenococcus, Botryoccocus, qui semblaient particulièrement bien adaptées aux conditions

du milieu, s'est modifié entre 1997 et 2000 en faveur des Cyanophytes fixatrices d'azote

atmosphérique comme Anabaena et Aphanizomenon.

En 2000, les Cyanophytes, et principalement Anabaena, constituent plus de 75% du

peuplement algal de juin à fin octobre et près de 100% début septembre.

En 2001, la structure du peuplement a à nouveau évolué, les Cyanophytes présentes en

faible nombre dès le mois de mars, sont toujours abondantes en été et en automne mais on

assiste au retour des Chlorococcales (avec Coenococcus) en particulier début août et début

septembre. De plus, le genre Anabana n'est abondant qu'en septembre alors que

Aphanizomenon n'est rencontré en quantité importante qu'en mai. Le peuplement de

Cyanophytes est dominé en permanence par Syneccocystis algue non fixatrice d'azote

atmosphérique et non spécifique de milieux à niveau trophique particulièrement évolué.


23

Les facteurs déterminants de l'évolution de la structure du peuplement

phytoplanctonique au cours des années ne semblent pas aisés à définir. En effet

l'accroissement des teneurs en azote ammoniacal entre 1996 et 1999, et celui des teneurs

en nitrates depuis 1999, ne sont pas des éléments favorables au développement des

Cyanobactéries fixatrices d'azote.

Il est, par contre, remarquable que:

- la modification du peuplement intervient à partir de 1997, parallèlement à la forte

extension de la zone désoxygénée estivale,

- les Chlorophytes sont présentes en quantité significative en 2001 lorsque la

désoxygénation des masses d'eau concerne, jusqu'en septembre, uniquement les

couches les plus profondes.

III-/ Evolutions du peuplement zooplanctonique (figures 11 et 12)

Les déterminations qualitative et quantitative du zooplancton ont été effectuées sur

des échantillons intégrés entre 0 et 10 m de profondeur, prélevés au filet, sur les 2 stations de

mesures.

Le peuplement zooplanctonique est constitué:

- de Cladocères herbivores appartenant aux genres suivants; Daphnia, Ceriodaphnia,

Bosmina, Diaphanosoma, Holopedium et Chydorus,

- de Copépodes comprenant des Calanoïdes filtreurs et pour la plupart omnivores et des

Cyclopoïdes considérés comme prédateurs mais dont le régime alimentaire dépend de

l'âge des individus et de la nourriture disponible,

- de Rotifères filtreurs ou prédateurs; Asplanchna, Polyarthra, Kelicottia, Keratella,

Synchaeta, Filinia, Conochilus, Brachionus…

III-1-/ Les périodes de développement maximal des Cladocères se succèdent au cours de

l'été:

- tout d'abord Daphnia avec un seul "pic" de développement en juin exceptionnellement

en juillet 996 (station 2), et 2001(station 2), à la période "d'eaux claires" lors de la

disparition des Diatomées et avant l'installation du peuplement phytoplanctonique estival;

depuis 1997, ce genre est peu abondant et les concentrations maximales sont inférieures à

4000 individus/m3

(valeur atteinte en 2001)

- parallèlement Bosmina avec "2 pics" de développement, le premier et le plus intense en

mai/juin, le second: en septembre/octobre; les abondances maximales sont enregistrées en

1999 (10000ind/m3 en juin station 2) et 2000 (13000ind/m

3 en mai station 3),

- ensuite Diaphanosoma en août/ septembre, en période d'eaux chaudes; la densité

maximale est observée en septembre 2000 (9000ind/m3 sur la station 3)

- enfin Ceriodaphnia en août, septembre et parfois octobre selon les années lorsque

l'extension de l'hypolimnion est maximale et au moment du brassage (densité maximale en

septembre 1999: 20000ind/m3).

L'analyse statistique des données montre que l'évolution des Cladocères dans leur

ensemble et de chaque genre pris séparément n'est pas systématiquement corrélée, sur les 2

stations de mesures, lors de chaque année d'études:

Les évolutions sur les 2 stations de mesures sont corrélées et le facteur de corrélation

est significatif au seuil de 1% pour:

- le genre Daphnia en 1997, 2000 et 2001,


24

- le genre Ceriodaphnia en 1998,

- le genre Bosmina en 1996, 1999,

- le genre Diaphanosoma en 2000 et en 2001.

Sur les 2 stations de prélèvements l'abondance des Cladocères est minimale en 1998.

Elle est maximale:

- en 1999 sur la station 2 ,

- en 2000 sur la station 3.

De 1996 à 2001, l'abondance maximale des Cladocères ovigères coïncide avec

l'abondance maximale de l'ensemble des Cladocères indiquant que la nourriture est

suffisante et de qualité satisfaisante.

La présence d'œufs de durée de Ceriodaphnia constatée en octobre 1997 et

significative d'une nette détérioration du milieu consécutive à la présence de la zone anoxique

au voisinage de 10 m de profondeur n'a pas été observée depuis.

III-2-/ Les Copépodes représentés par les Calanoïdes et les Cyclopoïdes sont présents en

permanence dans la retenue d'avril à octobre. Leur abondance est maximale en été: de juin à

septembre pour les Calanoïdes et de juin à octobre pour le Cyclopoïdes selon les années.

Les Calanoïdes, omnivores, sont toujours nettement plus nombreux que les

Cyclopoïdes (au moins 10 fois plus nombreux). Leur abondance maximale est enregistrée en

1999 avec 2 périodes de développement en juillet (station 2) et en septembre (stations 2 et 3)

Ils évoluent indépendamment sur les 2 stations de prélèvements sauf en 1997 et en

2001.

III-3-/ Les Rotifères sont présents dans la retenue en nombre globalement réduit et les

différents genres sont présents de façon intermittente ou brève.

Le peuplement de Rotifères ne présente pas de particularité notable. Toutefois

certaines années, des genres représentatifs d'une modification particulière du milieu

apparaissent temporairement. Ce fut le cas

- en août 1998, sur la station 3; le genre Conochilus, consommateur de nanoplancton, de

petits flagellés, de débris organiques et de bactérioplancton, en particulier des bactéries du

fer, est présent au moment où l'oxycline se situe à la profondeur de 8 m sur la station 3 et

lorsque des mouvements des masses d'eaux favorisent la remontée du fer dans les eaux

superficielles;

- en août 1999, sur la station 3: le genre Lecane constitué d'espèces littorales ou benthiques,

se rencontre au moment où le marnage de la retenue découvre une zone littorale

relativement importante en particulier à proximité de la presqu'île;

- en octobre 1999 sur la station 2: le genre Brachionus caractéristique d'un milieu eutrophe

et utilisé comme référence pour définir la qualité d'une masse d'eau à partir du peuplement

de Rotifères, est présent lorsque le brassage de la retenue enrichit les eaux superficielles

en éléments nutritifs minéraux et organiques.

Le peuplement zooplanctonique de la retenue de Naussac est caractéristique d'un

milieu peu anthropisé. Il n'a pas évolué de façon significative depuis 1996 même si

certaines années généralement à l'automne, en réponse à une dégradation momentanée


25

du milieu, des formes particulières (œufs de durée de Cladocères) ou des genres

spécifiques de Rotifères (Lecane, Conochilus, Brachionus) peuvent être observés

temporairement.

IV-/ Qualité des sédiments, flux d'éléments nutritifs à l'interface eau-

sédiment:

IV-1-/ Qualité des sédiments;

Des prélèvements de sédiments ont été effectués en 2000 sur 4 stations. Les

déterminations analytiques ont porté sur la phase particulaire et sur l'eau interstitielle.

Les sédiments de la retenue contiennent entre 5 et 7% de matière organique constituée

à la fois de matière organique:

- allochtone apportée à la retenue par les affluents et par le ruissellement sur le bassin

versant,

- autochtone provenant de la sédimentation du phytoplancton et du zooplancton. La valeur

du rapport N/P est proche de 10 sur toutes les stations, elle est toutefois plus élevée sur la

station soumise à l'influence du Donozau.

Les teneurs en fer sont élevées de 40 à 65 mg/g de sédiment sec, les valeurs maximales

sont mesurées dans les sédiments des stations les plus profondes. De ce fait, les sédiments

ont un pouvoir de fixation des ortho-P élevé lorsqu'ils sont oxygénés.

Le phosphore assimilable est globalement peu abondant dans la phase particulaire, il

constitue de 6 à 10% du phosphore total.

Dans l'eau interstitielle:

- les teneurs en azote ammoniacal sont relativement importantes; elles varient, au moment

des prélèvements entre 2 et 9 mg-N/l selon les stations,

- les teneurs en ortho-P et en P total s'accroissent avec la profondeur et les ortho-P

constituent environ 50% du P total.

Les sédiments de la retenue constituent donc une réserve d'azote et phosphore pour

les eaux surnageantes . La diffusion de l'azote ammoniacal et le relargage des ortho-P sont

liés à l'anoxie des masses d'eau sus-jacentes.

IV-2-/ Flux à l'interface eau-sédiment

Les mesures réalisées en chambres benthiques en 2001 ont montré que l'évolution des

concentrations en ortho-P en fonction des teneurs en oxygène était caractéristique d'un milieu

mésotrophe. Le pouvoir de fixation des ortho-P par les sédiments est important et ne paraît

pas avoir évolué de façon significative depuis les mesures de 1992.

La consommation en oxygène des sédiments est faible, il est donc possible que

l'anoxie des eaux profondes en période de stratification soit due, en grande partie, à la

décomposition de la matière organique issue du développement algal printanier.


26

D- RESUME ET CONCLUSIONS

De 1996 à 2001, les prélèvements ont été effectués dans les tributaires de la retenue :

- mensuellement dans l’Allier à l’amont de Langogne et au seuil de Naussac II ainsi que

dans le Réals ou le Chapeauroux,

- de façon journalière dans l’Allier au seuil de Naussac II entre avril 1998 et juin 2000, en

dehors de la période d’étiage

- 4 fois par an dans le Donozau jusqu’en 2000 et 11 fois en 2001.

Le suivi de la qualité des eaux de la retenue a eu lieu :

- de mai à octobre 1996,

- de juillet à novembre 1997,

- d’avril à novembre 1998,

- d’avril à octobre 1999,

- de mars à octobre 2000 et 2001

I-/ Qualité des eaux de l’Allier

La conductivité des eaux, bien que faible, augmente depuis 1999.

L’azote ammoniacal est présent en permanence en concentrations faibles et inférieures

à 0.1 mg/l dans la majorité des échantillons ; toutefois des concentrations élevées ( maximum

0.5 mg/l) peuvent être temporairement enregistrées aussi bien à l’amont de Langogne qu’au

seuil de Naussac II indiquant l’existence de sources d’apports à la fois sur le bassin versant

amont et dans la traversée ou à l’aval de Langogne .

Les teneurs en nitrates sont maximales en hiver, elles sont liées au lessivage des sols.

Les valeurs moyennes annuelles sont voisines de 2 mg/l et ne semblent pas avoir évolué

depuis 1996 ; elles sont comparables sur les 2 stations.

Les teneurs en azote Kjeldahl sont inférieures ou égales à 1 mg/l.

Le phosphore total est généralement peu abondant et les concentrations sont souvent

inférieures à 0.05 mg/l, toutefois, ces concentrations peuvent s’accroître momentanément

(concentration maximale 0.37 mg/l) aussi bien à l’amont qu’à l’aval de Langogne. Lorsque

l’augmentation des teneurs est simultanée sur les 2 stations et provient du secteur amont, le

phosphore organique est le principal constituant du P total. Les mesures journalières réalisées


27

au seuil montrent que, dans ce cas, les apports en phosphore total sont liés, au printemps, au

ruissellement sur le bassin versant.

En 1999 et en 2000, la concentration en P total était supérieure à 0.05 mg/l dans plus

de la moitié des échantillons ; en 2001, 1 échantillon sur la station amont et 4 échantillons

sur la station aval dépassaient de seuil.

Les concentrations en ortho-phosphates sont, dans la majorité des échantillons,

inférieures au seuil de quantification soit 0.05 mg/l. Toutefois des valeurs plus élevées

(maximum 0.5 mg/l en 1997 et 0.16 mg/l en 2001) peuvent être enregistrées, principalement

en période d’étiage ; les ortho-P sont alors issus de l’amont du bassin. Etant donné le faible

débit de l’Allier à ces périodes, la charge polluante est relativement peu importante même si

les concentrations sont proportionnellement élevées.

II-/ Qualité des eaux du Réals

Lorsque la dérivation du Chapeauroux est ouverte, les eaux du Réals sont légèrement

plus minéralisées que celles de l’Allier et la conductivité augmente depuis 1997.

Depuis 1999, les teneurs en azote ammoniacal sont inférieures au seuil de

quantification (0.1 mg/l) à l’exception d’un prélèvement en 2000 (0.16 mg/l).

Comme dans l’Allier, les teneurs en nitrates sont maximales en hiver ; elles sont

(lorsque la dérivation du Chapeauroux est ouverte) faiblement supérieures à celles de l’Allier,

les valeurs moyennes des concentrations varient entre 2.3 et 2.1 mg/l depuis 1999.

Les teneurs en azote Kjeldahl sont inférieures ou égales à 1 mg/l.

Les concentrations en P total sont généralement inférieures à 0.05 mg/l, cependant, des

valeurs supérieures peuvent être mesurées aussi bien dans le Chapeauroux que dans le Réals

seul. Lorsque les concentrations sont supérieures à 0.2 mg/l le phosphore organique est

majoritaire.

Depuis 1996, les concentrations en P total semblent avoir augmenté dans les

échantillons dont la concentration est supérieure à 0.05 mg/l.

De même, les concentrations moyennes en ortho-P paraissent croître régulièrement.

III- Qualité des eaux du Donozau

Les eaux du Donozau sont plus minéralisées que celles de l’Allier et du Chapeauroux.

Les teneurs en nitrates, phosphore total et ortho-P sont plus élevées que celles des autres

affluents.

Le Donozau, seul affluent permanent de la retenue, est soumis à une pression agricole

supérieure à celle de l’Allier et du Chapeauroux


28

IV-/ Evolutions de la charge entrante dans la retenue

Bien que la charge en ortho-P apportée par le Réals en période de dérivation du

Chapeauroux soit faible, elle est, pour des volumes entrants comparables, plus élevée de 1999

à 2001 qu’en 1994 et 1995. De la même façon, la charge en nitrates est plus importante

depuis 1998.

De 1998 à 2000, les volumes pompés dans l’Allier ont été faibles, leur impact sur la

charge globale est donc réduite.

V-/ Qualité des eaux de la retenue

La transparence des eaux de la retenue varie entre 1 m et 7 m. Elle n’a pas évolué de

façon significative depuis 1996. Maximale en été et minimale au printemps, elle est la

résultante du développement algal, de la présence de matières en suspension (apportées par le

Réals et le proche bassin versant) et de composés humiques qui colorent la retenue en

permanence.

Si l’on se réfère à ce paramètre, la retenue a un caractère mésotrophe.

Les eaux sont thermiquement stratifiées de juin à septembre ou octobre en fonction

des conditions météorologiques. Depuis 1999, le brassage intervient plus tard entre le 1er

et le

15 octobre. La thermocline qui se situait au voisinage de 12 m en fin d’été de 1996 à 1998

s’enfonce jusqu’à 16 m depuis 1999 en relation avec le brassage plus tardif.

Les eaux profondes sont désoxygénées. L’étendue de la zone anoxique dépend de la

date du brassage automnal et de l’existence de lâchers printaniers d’eaux profondes.

Ainsi, en 1998 et 1999, années au cours desquelles il n’a pas été procédé à des lâchers

de fond ; l’extension de la zone fortement désoxygénée a été rapide et la limite supérieure de

cette zone a atteint la thermocline dès le mois d’août favorisant l’enrichissement de la zone

euphotique en éléments nutritifs issus de l’hypolimnion.

A l’inverse, en 2001, les lâchers printaniers ont été abondants et en juillet, le soutien

de l’étiage de d’Allier a été partiellement assuré par les eaux de fond, l’anoxie n’a concerné

que les 5 derniers mètres de la retenue, début octobre.

De 1992 à 2001, le stock de phosphore total dans la retenue au moment de la fermeture

de la dérivation du Chapeauroux a varié entre 5.9 tonnes (1996) et 0.6 tonnes (1997) et celui

d’ortho-P entre 1.5 et 0.6 tonnes. Aucune évolution régulière ne peut être mise en évidence.

Les teneurs en nitrates et en azote total ont augmenté dans la retenue depuis 1998. Les

concentrations moyennes annuelles en N total, proches de 0.6 mg/ l de 1996 à 1998, sont

depuis 1999 proches de 0.75 mg/l ; parallèlement les concentrations moyennes en nitrates sont

passées de 0.14 mg-N/l en 1997 et 1998 à 0.26 mg-N/l.

Les teneurs en chlorophylle sont maximales :

- au printemps lorsque le développement des Diatomées bénéficie des apports en éléments

nutritifs provenant du Chapeauroux,


29

- à l’automne lorsque la déstratification des masses d’eau permet l’enrichissement de la

zone trophogène en nutriments issus de l’hypolimnion. En août 1998, l’utilisation

simultanée des 2 vannes les plus hautes (rendue nécessaire par le fort marnage de la

retenue) situées de part et d’autre de la thermocline et à la limite supérieure de la zone

fortement désoxygénée a induit un développement algal important conduisant a la plus

forte concentration en chlorophylle enregistrée dans la retenue depuis 1992 : 53 mg/m3.

Le peuplement phytoplanctonique est caractérisé par :

- le développement des Diatomées au printemps,

- une période « d’eaux claires » en juin et juillet,

- un peuplement estival et automnal qui, dominé par les Chlorophytes jusqu’en 1996 a

évolué en faveur des Cyanophytes fixatrices d’azote atmosphérique (Anabaena) entre

1997 et 2000 ; en 2001, les Chlorophytes sont a nouveau présentes en quantité non

négligeable alors que les Cyanophytes toujours dominantes sont représentées par

Syneccocystis (non fixatrice de N2) en permanence et Anabaena à l’automne seulement.

La dominance des Cyanophytes fixatrices de N2 semble concomittante de l’extension

maximale de la zone profonde faiblement oxygénée, toutefois cette observation sera à vérifier

dans les années à venir.

Le peuplement zooplanctonique est représentatif d’un milieu peu anthropisé. De façon

épisodique, certaines espèces apparaissent, généralement à l’automne, en réponse à des

dégradations temporaires de la retenue.

VI-/ Conclusion

Si l’on se réfère aux valeurs de la transparence et aux teneurs maximales en

chlorophylle, la retenue de Naussac a depuis 1996, un caractère mésotrophe plus ou moins

évolué d’une année à l’autre en fonction des conditions de gestion de la retenue. Si l’on se

base sur la structure du peuplement phytoplanctonique, la présence de Cyanobactéries serait

indicatrice d’un milieu à tendance eutrophe. Cependant, le retour des Chlorophytes en

quantité proportionnellement significative au cours de l’été 2001 ainsi que la présence

d’Anabaena uniquement à l’automne montre que l’évolution du peuplement vers les

Cyanobactéries dominantes n’est pas irréversible.

Si, dans les années futures, la charge en azote et phosphore apportée par le Réals en

période de dérivation du Chapeauroux continue à s’accroître, la qualité des eaux pourrait se

dégrader et en particulier, le développement algal estival, qui semble actuellement limité par

la faible abondance des nutriments, pourrait devenir plus important.

Parallèlement, il est souhaitable, lorsque cela est rendu possible par le bon remplissage

de la retenue au printemps, de procéder à des lâchers d’eau profondes :

- lorsque la dérivation du Chapeauroux est encore ouverte,

- au début de la période de soutien d’étiage et tant que la concentration en oxygène des eaux

n’est pas incompatible avec la vie piscicole dans l’Allier.

Le suivi de la qualité des eaux du Donozau est a poursuivre afin qu’il soit possible

d’envisager des actions visant à réduire les apports à la retenue provenant de cet affluent.


30

Dans la mesure du possible, il serait préférable que les pompages dans l’Allier soient

effectués relativement tôt dans la saison, et en particulier avant les épandages d’engrais

organiques sur les sols agricoles, afin de réduire les apports en phosphore organique à la

retenue.

ORCET le 2 août 2002

F. RESTITUITO

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GESTION HYDRAULIQUE DE LA RETENUE