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MÉMOIRE

Pour l’obtention du :

DIPLOME D’INGENIEUR d’AGROPARISTECH Cursus ingénieur agronome

et du DIPLOME D’AGRONOMIE APPROFONDIE

Dans le cadre de la dominante d’approfondissement : IDEA (Ingénierie de l’Environnement, Eau, Déchets e t Aménagements durables)

Elaboration d’une méthodologie pour la réalisation des profils de baignade

Présenté par : Mathilde BERAHOU

Stage effectué du 09/03/2009 au 11/09/2009 à SAFEGE Ingénieurs Conseils Agence de Brest 36 quai de la Douane 29200 BREST Enseignant-responsable : Bruno LEMAIRE Maître de stage : Olivier RAILLARD Soutenu le : 24/09/2009

ABSTRACT

Over the last decades, population density in coastal regions has increased and tourist activities have been developed. As a consequence, the quality of bathing water is now at a critical point, not only from a sanitary point of view, but also for economic reasons. As a consequence, in 2006, a new European directive on bathing water quality (2006/7/CE) was adopted. This directive sets stricter microbiological water quality standards and introduces a new water quality management tool: the bathing water profile. This document identifies all the microbiological pollution sources and the risk of pollution of a given bathing area.

The Agence de l’Eau Loire-Bretagne wants to help the coastal towns by developing a methodology for the realisation of the bathing water profiles. SAFEGE Ingénieurs Conseil was chosen to carry out this study. The further development of this methodology was the subject of my internship. I worked in the department of oceanography of SAFEGE, in Brest. SAFEGE Ingénieurs Conseil is specialised in urban hydraulics, employs 1200 people and had an 84 million euro turn-over in 2008.

The study was divided in three parts: the development of three levels of technical specifications for the elaboration of the bathing water profiles, the testing of these technical specifications on five sites of the Loire-Bretagne coastal area and their finalisation, given the conclusions drawn after the testing phase. I worked on the two last parts of the study. The final goal was to develop a protocol that would take into account the great variation of conditions along the Loire-Bretagne coast.

During the testing phase, the bathing water profiles of five sites were carried out. The testing phase allowed us to identify the tools required to create a bathing water profile and difficulties that can occur during the study. In particular, several methods for the evaluation of the pollutant discharges were studied.

As a result of the testing phase, the technical specifications were modified to take into account conclusions drawn from the test. The final result was three different technical specifications, which depend on the complexity of the pollution profile of the area. These technical specifications will allow the coastal towns to obtain the required information to fight the pollution of their bathing waters.

RESUME

Avec l’augmentation de la population dans les zones littorales et le développement du tourisme, la qualité des eaux littorales revêt non seulement une importance sanitaire, mais également une importance économique majeure. C’est dans ce contexte que la directive européenne 2006/7/CE sur la qualité des eaux de baignade a été adoptée afin de réduire le risque sanitaire lié à la baignade en imposant des normes plus strictes de qualité microbiologique de l’eau. Cette directive instaure également un outil de gestion des pollutions : le profil de baignade.

L’Agence de l’Eau Loire-Bretagne a souhaité soutenir les communes littorales en leur proposant une méthodologie de réalisation des profils de baignade. Dans ce but, elle a mandaté le bureau d’études SAFEGE. C’est sur ce projet, au sein de l’agence de Brest dans le département océanographie, que j’ai effectué mon stage de fin d’études. Le bureau d’études SAFEGE, dont le cœur de métier est l’hydraulique urbaine, compte 1200 collaborateurs et réalise un chiffre d’affaire de 84 M€ (en 2008).

Le projet auquel j’ai participé comporte trois phases : la rédaction de trois cahiers des charges types pour la réalisation des profils de baignade, le test de ces cahiers des charges sur cinq sites pilotes et la finalisation des cahiers des charges et de la méthodologie. Mon stage a porté sur les deux dernières phases de l’étude. Le but final est de fournir un outil méthodologique capable de s’adapter à la grande diversité de contextes rencontrés le long du littoral Loire-Bretagne.

Durant la phase de test, les profils de baignade des cinq sites pilotes ont été réalisés. La phase de test a permis de mettre en évidence les outils nécessaires à la réalisation satisfaisante des profils ainsi que les difficultés qui peuvent se présenter. En particulier, différentes méthodes d’évaluation des flux polluants et du risque de pollution d’une zone de baignade ont été examinées.

A l’issue de cette phase de test, la méthodologie élaborée en première phase de l’étude a été modifiée, le résultat final a abouti à la distinction de trois niveaux de complexité de réalisation des profils, correspondant à trois cahiers des charges types. Le choix du cahier des charges dépend de la complexité du contexte de pollution de chaque zone de baignade et chaque cahier des charges propose les moyens adaptés pour que le profil de baignade fournisse à chaque commune les informations nécessaires pour lutter contre les pollutions.

TABLE DES MATIERES

1 Contexte du stage .................................................................................................... 1

1.1 La directive 2006/7/CE sur les eaux de baignade et ses conséquences.............. 1

1.1.1 Comparaison avec l’ancienne directive sur les eaux de baignade.......... 1

1.1.2 Conséquences pour le littoral français et pour le littoral Loire-Bretagne en particulier............................................................................................. 3

1.2 La démarche de l’Agence de l’Eau Loire-Bretagne.......................................... 4

1.3 Première phase de l’étude : rédaction de trois cahiers des charges types .......... 5

1.3.1 Contenu général du profil de baignade ................................................. 5

1.3.2 Elaboration de trois cahiers des charges types ...................................... 6

2 Seconde phase de l’étude : test d’application des cahiers des charges sur cinq sites pilotes........................................................................................................................... 9

2.1 Etat des lieux : description du contexte général de la zone de baignade et recensement des sources de pollution potentielles .............................................................. 10

2.1.1 Délimitation spatiale et temporelle de l’étude..................................... 10

2.1.2 Description du contexte général de la zone de baignade .................... 12

2.1.3 Collecte, exploitation et intégration des données de la zone d’étude sous SIG.......................................................................................................... 14

2.2 Diagnostic : caractérisation et hiérarchisation des flux en provenance de chaque source potentielle de pollution .................................................................................. 16

2.2.1 Caractérisation des flux en provenance des différentes sources de pollution 16 2.2.1.1 Facteurs régissant la survie des germes .........................................................16 2.2.1.2 Sources liées à des cours d’eau......................................................................17 2.2.1.3 Sources liées à l’assainissement ....................................................................18

A- Exutoires pluviaux...............................................................................................18 B- Rejets de station d’épuration ...............................................................................23 C- Postes de relèvement des eaux usées, déversoirs d’orage ...................................26 D- Assainissement non collectif ...............................................................................30

2.2.1.4 Sources liées aux activités économiques .......................................................32 A- Agriculture ..........................................................................................................32 B- ICPE....................................................................................................................34

2.2.1.5 Sources liées aux activités de loisir ...............................................................34

2.2.1.6 Autres sources................................................................................................36

2.2.2 Etude du risque potentiel.................................................................... 36 2.2.2.1 Comparaison des flux ....................................................................................37 2.2.2.2 Utilisation d’un modèle simple de dispersion des rejets................................38

A- Description de la méthode utilisée ......................................................................38 B- Scénarios modélisés ............................................................................................39 C- Résultats ..............................................................................................................39

2.2.2.3 Utilisation d’un modèle hydrodynamique de dispersion des rejets ...............40 2.2.2.4 Scénarios modélisés.......................................................................................40 2.2.2.5 Résultats ........................................................................................................41

2.2.3 Etude du risque avéré......................................................................... 43 2.2.3.1 Identification de l’impact relatif avéré de chaque rejet..................................43 2.2.3.2 Influence des conditions météo-océaniques...................................................44

A- Corrélations visuelles ..........................................................................................44 B- Analyse statistique...............................................................................................45

2.3 Synthèse et mesures de gestion...................................................................... 46

3 Retour d'expérience sur la réalisation des profils de baignade ........................ 49

3.1 Modifications apportées aux cahiers des charges........................................... 49

3.1.1 Possibilité de regrouper plusieurs baignades....................................... 49

3.1.2 Cahier des charges de type 1 .............................................................. 49



3.1.5 Critères de choix des cahiers des charges ........................................... 50 3.1.5.1 Nécessité d’une modélisation hydrodynamique ............................................50 3.1.5.2 Nécessité d’une modélisation de réseau ........................................................51

3.2 Coût de réalisation des différents profils........................................................52

3.3 De nombreux freins à la réalisation satisfaisante des profils ont été identifiés 53

3.3.1 Insuffisance des jeux de données disponibles sur chaque site ............. 53 3.3.1.1 Forme des données ........................................................................................53 3.3.1.2 Données manquantes .....................................................................................53 3.3.1.3 Caractérisation des rejets ...............................................................................54

3.3.2 Difficulté de coordination entre les acteurs......................................... 55

REMERCIEMENTS

Je souhaite exprimer ma plus grande reconnaissance à mon tuteur de stage, Olivier Raillard, ainsi qu’à Solène Le Gac pour leur compétence et leurs conseils. Ils ont su me guider, m’informer et me soutenir dans la réalisation de cette étude.

Mes remerciements vont aussi à Marc Le Saout, Anne Riou et Thierry Revaux, de l’agence Safege de Rennes, pour leurs précieux conseils.

Je voudrais aussi remercier les autres membres de l’équipe de l’agence de Safege Brest, qui ont su m’accueillir durant ces six mois de stage, Margueritte Breton et Nicolas Pérenne.

Je tiens également à remercier mon tuteur de l’AgroParisTech, Bruno Lemaire pour ses conseils et son soutien régulier.

Mes remerciements vont aussi aux personnes avec qui j’ai eu le plaisir de collaborer durant cette étude, en particulier Annaëlle Guigo et André Pétro de la DDASS du Morbihan, Gilles Roudaut de la DDEA du Morbihan, les représentants des services techniques des sites pilotes, les représentants des exploitants des réseaux d’assainissement, en particulier Loïc Croissant de l’agence SAUR du Morbihan et Julien Guillot de l’agence VEOLIA de Langueux pour leur disponibilité.

INTRODUCTION

A l’interface entre le milieu terrestre et le milieu marin, le littoral est un territoire aux enjeux multiples. Concentrant des milieux naturels uniques, il est aussi le lieu de nombreuses activités économiques liées aux loisirs et à l’exploitation de la mer. Ces activités diverses, associées à l’augmentation de la population en zone littorale, appliquent une pression croissante sur des milieux déjà fragilisés.

L’enjeu majeur des années à venir consistera donc à faire cohabiter les différents usages liés aux zones littorales en assurant leur durabilité.

C’est dans ce contexte que la nouvelle directive 2006/7/CE sur les eaux de baignade a été adoptée par la commission européenne. Cette directive impose des normes de qualité de l’eau de baignade plus strictes qu’auparavant et instaure un outil de gestion des pollutions : le profil de baignade.

L’objectif du profil de baignade est de recenser et de caractériser les différentes sources de pollution susceptibles d’impacter une zone de baignade et de proposer des solutions pour leur élimination. Les profils de baignade devront être réalisés d’ici 2011 pour toutes les zones de baignade. Cependant, si la réglementation donne un cadre pour la réalisation des profils, elle n’oriente ni la stratégie à adopter, ni les outils à utiliser.

Afin d’uniformiser la démarche de réalisation des profils de baignade sur sa zone d’influence, l’Agence de l’Eau Loire-Bretagne a donc commandé à Safege la réalisation de cahiers des charges types pouvant s’adapter à tous les cas de figures rencontrés le long du littoral.

En première phase de l’étude, trois cahiers des charges types ont été rédigés. Ces cahiers des charges ont ensuite été testés sur cinq sites pilotes afin de répondre aux questions suivantes :

Quels moyens mettre en œuvre pour arriver à la réalisation satisfaisante des profils de baignade ?

Les communes disposent-elles à l’heure actuelle des informations nécessaires à la réalisation des profils ?

Pour répondre à ces questions, nous présenterons dans un premier temps les enjeux liés aux profils de baignade, puis les exemples d’application des cahiers des charges sur les sites pilotes. En particulier, nous étudierons de manière détaillée la question de la hiérarchisation des sources de pollution des baignades. Enfin, nous présenterons les conclusions tirées de la phase de test.

1 Contexte du stage

1.1 La directive 2006/7/CE sur les eaux de baignade et ses conséquences La directive 2006/7/CE sur la qualité des eaux de baignade remplace l’ancienne directive de 1976, 76/160/CEE, qui s’appliquait jusqu’alors. La directive de 1976 nécessitait des évolutions, compte tenu des nouvelles connaissances scientifiques en matière de qualité des eaux de baignade, du besoin d’information croissant des usagers et de l’accroissement de la population vivant en bord de mer.

La directive 2006/7/CE a fait l’objet d’une transposition en droit français dans le cadre de la nouvelle loi sur l’eau de décembre 2006 (LEMA), d’un décret d’application et deux arrêtés adoptés les 18 et 22 septembre 2008. Ces textes sont venus compléter le dispositif réglementaire national en matière d’eaux de baignade.

1.1.1 Comparaison avec l’ancienne directive sur les eaux de baignade

La nouvelle directive apporte des changements profonds sur l’approche de la problématique de la qualité des eaux de baignade. L’objectif européen est de réduire d’un facteur deux à trois le risque de contracter une gastroentérite, des maladies respiratoires ou cutanées suite à une baignade. La santé des baigneurs est donc l’objectif majeur qui sous-tend la nouvelle directive sur les eaux de baignade.

Cette directive instaure :

� Des préconisations concernant la surveillance de l’eau de baignade : délimitation de la surveillance dans le temps et dans l’espace (notion de « saison balnéaire », préconisations concernant la position du point de surveillance).

� La mise en place de dispositifs de gestion des pollutions :

� Réalisation d’un profil de baignade pour analyser et maîtriser les risques auxquels les baigneurs sont exposés. Ces profils de baignade, qui recensent et hiérarchisent els sources potentielles de pollution, doivent être réalisés d’ici le 24 mars 2011 et devront ensuite être révisés respectivement tous les 2, 3 et 4 ans en cas de qualité insuffisante, suffisante et bonne.

� Une plus grande réactivité avec une gestion active des eaux de baignade et une information du public. Il s’agira de réaliser des fermetures préventives ou curatives des plages dès l’identification d’un risque. Une information au public devra également être assurée notamment par l’affichage d’un résumé en deux pages du profil de baignade à proximité de la zone de baignade.

Afin de simplifier le suivi des eaux de baignade et de le recentrer sur le risque sanitaire, les paramètres à suivre par les services déconcentrés du ministère chargé de la santé (DDASS) ont été modifiés :

� Passage de 19 paramètres suivis dans la directive 76/160/CEE (microbiologiques : Coliformes totaux, Escherichia Coli, Streptocoques fécaux,

Mathilde BERAHOU Mémoire de fin d’études – Septembre 2009 2

Salmonelles, Entérovirus ; et physico-chimiques : pH, Coloration, Huiles minérales, Substances tensio-actives, Phénols, Transparence, Oxygène dissous, Résidus goudronneux, Ammoniaque, Azote Kjeldahl, Pesticides, Métaux, Cyanures, Nitrates/phosphates) à 2 paramètres suivis dans la directive 2006/7/CE (microbiologiques : Escherichia Coli et Entérocoques intestinaux).

� Les seuils de tolérance pour Escherichia Coli sont divisés par 4. Un seuil obligatoire pour les entérocoques apparaît et les coliformes totaux ne sont plus suivis.

Escherichia Coli et les entérocoques sont des indicateurs de contamination fécale. Ils ne sont pas forcément pathogènes mais indiquent la présence potentielle de pathogènes tels que des virus (norovirus, rotavirus, virus de l’hépatite A…) ou des bactéries pathogènes (Lysteria Monocytogenes, Salmonella, Vibrio Cholerae) qui sont impliqués dans des maladies gastro-intestinales, respiratoires et infectieuses (peau, yeux…) (Griffin et al. 2003).

Le but de ce nouveau mode de suivi est de diminuer le risque de contracter une gastro-entérite suite à une baignade de 12% à 7%.

A l’issue de chaque saison balnéaire, les zones de baignades suivies par les DDASS sont classées en fonction des résultats des analyses effectuées. Le mode de calcul de ce classement est modifié par la nouvelle directive :

� Prise en compte des mesures des quatre dernières saisons au lieu des seules mesures de la dernière saison balnéaire (La période peut être ramenée à 3 ans sur décision de l’Etat).

� Passage d’un classement basé sur des pourcentages de mesures inférieurs aux seuils à un classement basé sur les percentiles.

� De nouvelles classes de qualité des eaux de baignade apparaissent.

plus de 33% > 10000de 5% à 33% > 1000095% < 10000

80% < 50095% < 10000

Coliformes totaux

90% <100Entérocoques intestinaux

plus de 33% > 2000de 5% à 33% > 200095% < 2000

80% < 10095% < 2000Escherichia Coli

D (mauvaise)

C (momentanément polluée)

B (moyenne)

A (bonne)

Directive 76/106/CEE

plus de 33% > 10000de 5% à 33% > 1000095% < 10000

80% < 50095% < 10000

Coliformes totaux

90% <100Entérocoques intestinaux

plus de 33% > 2000de 5% à 33% > 200095% < 2000

80% < 10095% < 2000Escherichia Coli

D (mauvaise)

C (momentanément polluée)

B (moyenne)

A (bonne)

Directive 76/106/CEE

percentile 90 > 185

percentile 90 <= 185



Entérocoques intestinaux

percentile 90 > 500



percentile 95 <= 250Escherichia Coli

InsuffisanteSuffisanteBonneExcellente Directive

2006/7/CE

percentile 90 > 185




Entérocoques intestinaux

percentile 90 > 500



percentile 95 <= 250Escherichia Coli

InsuffisanteSuffisanteBonneExcellente Directive

2006/7/CE

Figure 1-1 : Comparaison des critères utilisés pour le classement des eaux de baignade entre l’ancienne directive et la nouvelle directive 2006/7/CE.


Les échéances à respecter pour se conformer aux exigences réglementaires de la nouvelle directive européenne et à ses décrets d’application en droit français sont présentées en annexe (ANNEXE 1).

1.1.2 Conséquences pour le littoral français et pour le littoral Loire-Bretagne en particulier

D’après la nouvelle directive 2006/7/CE, un classement en qualité « insuffisante » durant cinq années consécutives entraîne la fermeture définitive de la zone de baignade concernée.

Au vu des nouveaux critères d’évaluation de la qualité des eaux de baignade, plus restrictifs sur le plan bactériologique, on peut s’attendre à ce que le passage à la nouvelle directive entraine des fermetures temporaires, voire définitives de nombreuses zones de baignade du littoral français. En effet, les seuils impératifs à respecter ont été abaissés. De plus, la méthode de calcul du classement sur 4 années consécutives de mesures fait qu’une saison balnéaire particulièrement mauvaise peut entrainer un déclassement de la zone de baignade pendant plusieurs années, et ce même si la qualité de l’eau s’améliore par la suite.

Les évolutions dans la méthode de classement des plages (calcul sur 4 années de mesures) ne permettent pas de calculer directement le classement d’une plage selon la nouvelle directive à partir de son classement selon l’ancienne (il faudrait disposer des données brutes de mesure de la DDASS sur 4 ans pour chaque plage). Cependant, d’après l’étude de la Surfrider Foundation Europe, 22% des plages du littoral national seront déclassées et 131 plages, soit 8.1% passeraient en qualité « insuffisante » (contre 0.2% soit 4 plages avec la directive actuelle).

Figure 1-2 : Répartition du classement de la qualité des eaux de baignade côtières d’après la directive actuelle et la nouvelle directive (source : Surfrider Foundation Europe)

Pour le littoral Loire-Bretagne, la nouvelle directive entrainerait le déclassement de 21.5% des 637 plages recensées. La situation est particulièrement préoccupante dans le département des Côtes d’Armor où la proportion de déclassement atteint 30.6% (cf ANNEXE 2).


La fermeture de plages suite à l’application de la nouvelle directive aurait des conséquences non négligeables sur le potentiel touristique des communes touchées. C’est pourquoi l’application de la nouvelle directive sur les eaux de baignade revêt, en plus des enjeux sanitaires, des enjeux économiques importants.

1.2 La démarche de l’Agence de l’Eau Loire-Bretagne La gestion de l’eau en France est répartie entre de nombreux acteurs, dont les agences de l’eau font partie (cf ANNEXE 3).

La France est divisée en 6 agences de l’eau, correspondant aux six grands bassins hydrographiques. La zone de compétence de l’agence de l’eau Loire-Bretagne correspond au bassin hydrographique de la Loire et de ses affluents, au bassin de la Vilaine et des bassins côtiers bretons, et aux bassins côtiers vendéens et du marais poitevin.

Figure 1-3 : Zones de compétence des différentes agences de l’eau. (Source : Agence de l’Eau Seine Normandie)

L’agence de l’eau aide financièrement et techniquement les actions d’intérêt général au service de l’eau et de l’environnement du bassin : la lutte contre la pollution des eaux, la protection et la restauration des ressources en eau (rivières, plans d’eau, nappes, eaux littorales) et des milieux aquatiques. Ces actions sont financées par les redevances payées par les usagers de l’eau du bassin.

Sur le sujet des profils de vulnérabilité des zones de baignade, les différentes agences de l’eau ont des démarches indépendantes. L’agence de l’eau Seine-Normandie, par exemple, est très avancée sur le sujet. Elle est en effet co-financeur du projet MareClean lancé par le SMBCG (Syndicat Mixte des Bassins versants Côtiers Granvillais). Ce projet est aussi financé en partie par l’Union Figure 1-4 : Logo MareClean


Européenne dans le cadre du programme « Life Environment » et compte 10 autres partenaires publics et privés (SMPC, SMEL, IRH, Veolia Eau, Veolia Environnement, SAUR, Météo France, IFREMER, TME). Le but de MareClean est de concevoir une méthodologie méthodologie pour l’évaluation des risques de contamination. Ce projet à grande échelle bénéficie d’un budget de 1 569 358 euros.

L’Agence de l’Eau Loire-Bretagne, quant à elle, a choisi le bureau d’études SAFEGE pour réaliser une étude sur la réalisation de cahiers des charges pour l’élaboration des profils de baignade. Le budget alloué à cette étude est de 95 000 euros.

SAFEGE est un bureau d’études de 1200 collaborateurs dont le cœur de métier est l’hydraulique urbaine. L’étude pour l’Agence de l’Eau Loire-Bretagne a été réalisée au sein du département « océanographie » de la délégation « Etudes prospectives et développement durable ».

L’agence de l’Eau Loire-Bretagne veut être en mesure de proposer aux communes des cahiers des charges types pour harmoniser la démarche de réalisation des profils de plage sur le littoral Loire-Bretagne. Le comité de pilotage de l’étude comprend de nombreux acteurs de la gestion de l’eau : DIREN, DDASS (44, 56 et 85), MISE, DDEA, Ifremer, ENSP (Ecole Nationale de la Santé Publique), DSV (Direction des Services Vétérinaires).

L’étude a comporté trois phases : une phase de rédaction des cahiers des charges, une phase de test des cahiers de charges sur cinq sites pilotes et une phase de modification des cahiers des charges suite au retour d’expérience de la phase de test. Mon stage a porté sur les deux dernières phases de l’étude.

1.3 Première phase de l’étude : rédaction de trois cahiers des charges types La première phase de l’étude a conduit à la réalisation de trois cahiers des charges types, suivant la complexité de la plage.

1.3.1 Contenu général du profil de baignade

Le profil de baignade doit fournir un inventaire exhaustif de toutes les sources de pollution potentielles de la zone de baignade.

D’après la directive 2006/7/CE, ce profil doit contenir :

� Une description des caractéristiques hydrogéologiques de l’eau de baignade et de son bassin versant;

� Une identification et une évaluation des sources potentielles de pollution et, le cas échéant :

� la nature, la fréquence et la durée prévisibles de la pollution à court terme à laquelle on peut s'attendre;


� le détail de toutes les sources de pollution, y compris des mesures de gestion prises et du calendrier prévu pour leur élimination;

� les mesures de gestion prises durant les pollutions à court terme et l'identité et les coordonnées des instances responsables de ces mesures.

� Une évaluation du potentiel de prolifération des macro-algues et du phytoplancton;

� L’emplacement du point de surveillance.

Il faut préciser que seule la pollution microbiologique est prise en compte dans le recensement des sources de pollution potentielles. Le risque d’eutrophisation de la zone doit être brièvement décrit, notamment à travers le potentiel de prolifération du phytoplancton et des macro-algues, mais ce point ne doit pas faire l’objet d’une étude détaillée.

1.3.2 Elaboration de trois cahiers des charges types

Les plages du littoral Loire-Bretagne sont très diverses de par leur contexte géomorphologique d’une part et de par leur contexte de pollution d’autre part. Pour s’adapter à cette grande variété de contextes, trois cahiers des charges types ont été élaborés lors de la première phase de l’étude.

� Type 1 pour les plages n’ayant pas de problèmes de qualité des eaux de baignade ;

� Type 2 pour les plages ayant des problèmes de qualité des eaux de baignade mais avec un contexte simple (causes de pollution facilement identifiables) ;

� Type 3 pour les plages ayant des problèmes de qualité des eaux de baignade et un contexte complexe (estuaire présent sur la zone d’étude, rejets multiples,…).

Afin de respecter les préconisations de la directive, les cahiers des charges comportent trois parties :

� Etat des lieux : synthèse des données existantes en vue de décrire le contexte hydrogéologique, météorologique et démographique de la zone de baignade, ainsi que l’historique de la qualité de l’eau de baignade et le recensement exhaustif de toutes les sources de pollution potentielles de la zone.

� Diagnostic : analyse du risque potentiel et/ou avéré de pollution de la zone de baignade. En particulier, il s’agit dans cette partie de caractériser les flux bactériologiques en provenance des différentes sources de pollution afin de les hiérarchiser.

� Mesures de gestion : élaborer un plan d’action pour éliminer ou réduire les pollutions ou pour limiter l’exposition du public à ces pollutions.

Il est apparu que, selon le contexte de la zone étudiée, les moyens à mettre en œuvre pour arriver à remplir les objectifs du profil de baignade peuvent varier de manière importante. Dans certains cas simples, un recensement des sources de pollutions est suffisant, dans d’autres cas, la complexité du contexte et le manque d’informations existantes sur les sources de pollution, peuvent poser problème pour la réalisation du


profil. Une modélisation hydrodynamique ou terrestre et/ou une campagne métrologique sur les rejets peut alors être nécessaire.

Il a semblé pertinent, dans un premier temps, d’effectuer la phase d’état des lieux avant de choisir le type de profil à appliquer à la zone étudiée. Cela aurait permis d’avoir une bonne connaissance du fonctionnement et des enjeux de la zone étudiée et d’identifier de manière pertinente les moyens nécessaires à une bonne réalisation du profil de baignade. Cette méthode a toutefois été refusée par l’Agence de l’Eau qui craignait que la séparation de l’état des lieux et du diagnostic conduise à la réalisation de deux études séparées, plus chères et entrainant une multiplication des appels d’offres.

Un questionnaire a donc été élaboré pour permettre aux communes d’identifier quel cahier des charges s’applique à leurs plages. Ce questionnaire contient un logigramme qui permet de déterminer le niveau de complexité du contexte de pollution et du contexte de rejet d’une zone de baignade (ANNEXE 5 et 6).

Figure 1-5 : Logigramme présentant le choix du type de cahier des charges en fonction du contexte de la zone de baignade.

La création de trois types de cahiers des charges différents permet de proposer différents niveau de réalisation des profils (et donc différents coûts) et de mettre en œuvre les moyens adaptés (modélisation, métrologie) à la réalisation du profil. Le détail du contenu des différents cahiers des charges à l’issue de la première phase est présenté en annexe (ANNEXE 4).

La création du questionnaire permet de maximiser les chances de réalisation satisfaisante des profils, et assure la mise en œuvre de moyens adaptés à l’étude d’une zone donnée. Les communes auraient en effet tendance à choisir d’emblée le profil dont le coût de réalisation est moindre (type 1). Or, dans des contextes de

Risque avéré : qualité variable ou

insuffisante

Qualité de la plage

Contexte de sources de pollution

Pas de risque avéré

Contexte simple

Type 3 Type 2 Type 1

Contexte complexe


pollution avérée, la réalisation d’un tel type de profil ne sera d’aucun secours à la commune pour remédier aux pollutions constatées.


2 Seconde phase de l’étude : test d’application des cahiers des charges sur cinq sites pilotes

La seconde phase de l’étude consiste à tester les cahiers des charges et le questionnaire sur 5 sites pilotes :

� Plage du Moulin à Etables-Sur-Mer (22)

� Plage de Theolen à Cleden-Cap-Sizun (29)

� Plage de Kerbourgnec à Saint-Pierre-Quiberon (56)

� Plage de Montbeau à Pornic (44)

� Plage de Sion à Saint-Hilaire-de-Riez (85)

Les sites choisis correspondent théoriquement à des sites où la quantité d’information existante est importante. Il s’agit de plus de sites aux contextes très diversifiés, bien représentatifs des situations que l’on peut rencontrer le long du littoral Loire-Bretagne.

Nous avons réalisé les profils de baignade des cinq sites pilotes afin de tester les cahiers des charges élaborés lors de la première partie de l’étude.

Nous avons donc appliqué le questionnaire à chaque site d’étude afin de déterminer le cahier des charges correspondant.

Tableau 2-1 : Type de cahier des charges à appliquer sur chaque site test.

Site étudié Type de cahier des

charges à appliquer

Raison du choix

Plage du Moulin, Etables-Sur-Mer (22)

Type 3 Pollution avérée Rejets multiples

Plage de Theolen, Cleden-Cap-Sizun (29)

Type 1 Pollution non avérée

Plage de Kerbourgnec, Saint-Pierre-Quiberon (56) Type 3

Pollution avérée Rejets multiples

Plage de Montbeau, Pornic (44) Type 3 Pollution avérée Rejets multiples

Plage de Sion, Saint-Hilaire-de-Riez (85)

Type 3 Pollution avérée Rejets multiples

Figure 2-1 : Localisation des sites pilotes du littoral Loire-Bretagne.


Par la suite, tous les points des cahiers des charges ont été traités sur chaque site. Il faut cependant préciser que le but de l’étude était d’établir une méthodologie pour la réalisation des profils. Il ne s’agissait donc pas de parvenir à la réalisation complète des profils sur chaque site. En conséquence, certains outils tels que la modélisation hydrodynamique n’ont été appliqués que sur certains sites, à titre d’exemple. D’autres moyens tels que les campagnes métrologiques, la modélisation de réseau ou les mesures de courant, préconisées dans les cahiers des charges, n’ont pas été mis en œuvre. Les profils réalisés se basent donc uniquement sur des données existantes.

Nous présenterons ici des exemples de réalisation de ces différentes parties sur les cinq sites d’étude.

2.1 Etat des lieux : description du contexte général de la zone de baignade et recensement des sources de pollution potentielles Le profil doit, au minimum et ce quel que soit le cahier des charges appliqué, contenir un recensement exhaustif de toutes les sources de pollution potentielles de la zone de baignade. La phase d’état des lieux doit également contenir une description de la zone de baignade et de son contexte général. Les points à mentionner dans cette partie sont indiqués en annexe (ANNEXE 7 et 8).

2.1.1 Délimitation spatiale et temporelle de l’étude

La délimitation des zones d’études est une étape primordiale de la réalisation du profil de baignade. En effet, c’est dans ces zones que l’on va collecter les informations nécessaires au recensement des sources de pollution potentielles.

� Délimitation de l’étude dans l’espace

Pour mener à bien la réalisation du profil, il nous a semblé nécessaire préconiser dans les cahiers des charges la délimitation de plusieurs zones d’étude : une zone d’étude détaillée, une zone d’étude générale et la zone de baignade.

La zone d’étude détaillée est limitée latéralement par les frontières du bassin versant de la plage et vers l’intérieur des terres par une ligne située à environ 1 km de la côte. Selon les sites, la ligne peut avoir été reculée plus loin dans les terres pour inclure un élément susceptible d’avoir une influence majeure sur la qualité des eaux de baignade. Ainsi, sur le site d’Etables-Sur-Mer, la zone d’étude remonte à environ 1,5 km dans les terres pour inclure le rejet de la station d’épuration et un centre équestre situés en bordure du cours d’eau qui se jette sur la plage.

Il paraît nécessaire de fixer un ordre de grandeur de la distance maximale à laquelle on peut remonter dans les terres pour le recensement des sources potentielles de pollution. En effet, lorsque de grands cours d’eau débouchent sur la zone d’étude, les sources potentielles de pollution peuvent être situées plusieurs dizaines de kilomètres en amont. Cependant l’évaluation et le recensement de ces sources de pollution ainsi que leur gestion ne peut être supporté par la commune littorale dont la plage est


polluée. Ces sources doivent donc être gérées à une plus grande échelle que celle du profil de baignade.

Au vu des premières expériences de terrain, il a semblé pertinent de définir une seconde zone d’étude, plus générale. Le but de cette zone d’étude serait de prendre en compte des sources potentielles de pollution extérieures au bassin versant de la zone de baignade (zone d’étude locale utilisée notamment dans le questionnaire) et pouvant néanmoins potentiellement impacter la zone de baignade. L’étendue de la zone d’étude générale (zone où seront collectées des données générales sur l’assainissement et les activités), sera à déterminer par le bureau d’étude et dépend du contexte local : très étendue dans le cas d’un trait de côté rectiligne avec plusieurs plages en enfilade, plus restreinte dans le cas d’une baie enclavée.

La Directive préconise de définir la zone de baignade. Cette délimitation est normalement du ressort de la commune. Ici, nous avons pris une zone limitée latéralement par les frontières de la plage et vers le large vers par une ligne située 100m au delà de la ligne des plus basses mers. Cela correspond à la zone où qui concentre la majorité des baigneurs.

La figure suivante montre un exemple de délimitation des zones d’étude sur le site de la plage de Kerbourgnec, à Saint-Pierre-Quiberon (Morbihan).

Figure 2-2 : Délimitation des zones d’étude de la plage de Kerbourgnec (Saint-Pierre-Quiberon, 56)


� Délimitation de l’étude dans le temps.

De même qu’il est nécessaire de limiter l’étude dans l’espace, il est indispensable de limiter l’étude dans le temps afin d’identifier les données pertinentes à utiliser dans le cadre du profil.

Nous avons décidé de préconiser la prise en compte des données des 4 années précédant la réalisation du profil. En effet, la nouvelle directive prévoit de prendre 4 années de mesures DDASS pour calculer le classement des plages.

En effet, après avoir collecté des données de terrain sur les 5 sites pilotes, il apparaît que de nombreuses modifications ont lieu d’années en année sur les sites. En particulier, cette durée de 4 ans correspond à l’échelle de temps d’évolution des dispositifs d’assainissement (mise en place de nouveaux procédés de traitement dans les stations d’épuration, installation de bâches tampon sur les postes de relèvement, contrôles des branchements sur le réseau pluvial,…). Remonter au delà de 4 années pour la réalisation des profils de plage risque donc de ne pas être pertinent du point de vue de l’évaluation des sources de pollution potentielles pouvant impacter la zone de baignade.

2.1.2 Description du contexte général de la zone de baignade

Cette description doit permettre de comprendre le fonctionnement de la zone. Dans ce but, les caractéristiques hydrogéologiques, météorologiques, océaniques, démographiques et économiques de la zone d’étude doivent être décrites.

Tous ces paramètres peuvent en effet influer sur la nature des sources de pollution potentielles, sur la dispersion des rejets, et plus généralement sur les différentes pressions que subit la zone d’étude.

En particulier, le profil doit contenir une description physique de la plage et des ses aménagements, ainsi qu’une analyse de l’historique de la qualité de l’eau de baignade. Il est aussi indispensable d’analyser la robustesse du classement de la plage, c'est-à-dire son risque potentiel de déclassement dans les années à venir au vu de l’évolution de la qualité de l’eau durant les dernières années.

Nous présentons ici l’analyse de l’historique de la qualité de l’eau de la plage de Théolen à Cléden-Cap-Sizun (Finistère).

L’application du classement de la nouvelle directive désigne invariablement en qualité « excellente » la plage de Théolen. Celle-ci était classée constamment en classe « A », selon l’ancienne directive, depuis 2003 (cf ANNEXE 11).

Cependant, un examen plus poussé des résultats des analyses de la DDASS montre que les nouveaux seuils pour le paramètre Escherichia Coli, imposés par la directive 2006/7/CE ont été dépassés à plusieurs reprises. (cf ANNEXE 12)

On observe en 2007, un dépassement de la valeur guide de la nouvelle directive pour le paramètre Escherichia Coli. En 2008, la dernière mesure de la saison balnéaire atteint 814N/100mL et dépasse donc le seuil impératif (500N/100mL).


De tels dépassements des seuils de la nouvelle directive ne provoquent pas le déclassement de la plage en qualité « Bonne » ou « Insuffisante » car la méthode de calcul, qui combine l’utilisation de percentiles et la prise en compte de quatre années consécutives de mesures, « lisse » les épisodes de pollution exceptionnels.

Les mesures bactériologiques ont une variance très élevée. Afin de pouvoir observer une tendance éventuelle dans l’évolution des mesures de la plage de Théolen, une moyenne mobile d’ordre 11 (cf formule en ANNEXE 13) a été appliquée à la série de données, afin de la « lisser ».

Moyennes mobiles d'ordre 11 pour les trois paramètr es suivis

0

20

40

60

80

100

120

140

160

180

2000

2001

2002

2003

2004

2005

2006

2007

2008

CT

EC

EI

Figure 2-3 : Evolution des trois paramètres bactériologiques suivis sur la période 2000-2008.

La méthode des moyennes mobiles met en évidence une augmentation du paramètre « Escherichia Coli » depuis 2007 alors que le paramètre « entérocoques » reste très stable. On observe également une tendance à la hausse pour le paramètre « coliformes totaux », sous-tendue par le dernier résultat de la saison balnéaire 2008.

Ainsi, bien la plage de Théolen soit classée en « A » depuis de nombreuses années, on observe une tendance globale à la hausse pour les E-Coli et les coliformes totaux, qui semblent indiquer que la plage de Théolen, présente une vulnérabilité du point de vue de la contamination bactériologique de ses eaux de baignade.

La plage de Théolen ayant connu un épisode ponctuel de pollution fin 2008, il convient d’apprécier dans quelle mesure le classement en qualité « excellente » de la plage de Théolen est susceptible de se maintenir dans les prochaines années.

Nous avons calculé le futur classement de la plage de Théolen selon différents scénarios. Pour établir des scénarios réalistes, les données utilisées correspondent à des situations qui ont déjà été observées au cours des années précédentes sur la plage de Théolen :

� le scénario optimiste correspond à une répétition des résultats de l’année 2006, de 2009 à 2011 ;


� le scénario moyen applique aux années 2009 à 2011, les résultats de l’année 2007 ;

� le scénario pessimiste considère que les résultats obtenus de 2009 à 2011 sont ceux de l’année 2008.

Tableau 2-2 : Evolution potentielle du classement de la plage de Théolen dans les prochaines années.

Classement

scénario données 2009 2010 2011

pessimiste 2009, 2010 et 2011 = 2008 excellente bonne suffisante

moyen 2009, 2010 et 2011 = 2007 excellente bonne bonne

optimiste 2009, 2010 et 2011 = 2006 excellente excellente excellente

Dans le cas du scénario pessimiste, la plage de Théolen verrait son classement maintenu dans un premier temps, puis passer en qualité « bonne » en 2010 et « suffisante » en 2011.

Dans le cas où un seul dépassement de la valeur guide en Escherichia Coli (500 n/100 mL) serait observé au cours de la saison balnéaire (scénario moyen), la plage serait maintenue en qualité « excellente » en 2009 mais déclassée en qualité « bonne » en 2010 et 2011. Cet impact particulièrement fort sur le classement d’un dépassement minime de la valeur guide est dû au faible nombre de mesures : la DDASS réalise 5 mesures par saison balnéaire sur la plage de Théolen.

Ainsi, un seul dépassement par saison balnéaire des valeurs guides est suffisant pour provoquer le déclassement de la plage en qualité « bonne » au bout de deux ans et un seul dépassement des valeurs impératives par saison balnéaire provoque le déclassement en qualité « suffisante » au bout de trois ans.

On voit ici tout l’intérêt d’étudier l’évolution potentielle du classement d’une plage. Ainsi , la plage de Théolen, qui avait pourtant été toujours classée en qualité « A » (ancienne directive) ou « excellente » (nouvelle directive), présente cependant un risque fort de déclassement dans les prochaines années si la tendance à la hausse des paramètres bactériologiques se confirme.

2.1.3 Collecte, exploitation et intégration des données de la zone d’étude sous SIG

Une fois les zones d’étude délimitées, commence la phase de collecte de données. Il s’agit de collecter tous les documents existants susceptibles de fournir des informations sur le contexte de la zone de baignade et des zones d’étude.


L’exploitation de ces données existantes doit permettre de recenser toutes les sources de pollution potentielles présentes dans les zones d’étude. Pour chaque source de pollution, les sources potentielles d’information les concernant ont également été indiquées.

Cette phase de collecte de données est complétée par des visites de terrain et la rencontre des acteurs locaux (DDASS, DDEA, commune…), indispensables pour arriver à une bonne compréhension des enjeux de la zone et pour appréhender les sources potentielles de pollution des eaux de baignade. Cette phase de terrain doit notamment permettre de recenser les rejets directs sur la plage, les aménagements de la plage, identifier d’éventuels écoulements suspects.

A l’issue de cette phase d’état des lieux, toutes les informations existantes qui peuvent être utiles pour recenser mais aussi caractériser les sources de pollution doivent avoir été rassemblées. Ces sources de pollution potentielles et leur localisation doivent être intégrées dans un SIG. Le SIG permet en effet d’avoir une vision globale des différentes sources de pollution et de leur impact potentiel.

Nous présentons ici le bilan de l’état des lieux, intégré sous SIG, pour le site d’Etables-Sur-Mer. Les bilans pour les autres sites sont présentés en ANNEXE 9.

Figure 2-4 : Sources de pollution potentielles de la plage du Moulin à Etables-Sur-Mer.


Il faut noter, comme on le remarque sur les cartes présentant les sources potentielles de pollution de chaque site, que la majeure partie des pollutions des zones de baignade est d’origine continentale (L’eau, l’industrie, les nuisances N°322).

2.2 Diagnostic : caractérisation et hiérarchisation des flux en provenance de chaque source potentielle de pollution Les cahiers des charges de type 2 et 3 préconisaient de caractériser les flux polluants en provenance des différentes sources potentielles de pollution afin de pouvoir les hiérarchiser. A l’issue de la phase de test, il nous a paru également indispensable d’effectuer ce travail dans le cas d’un profil de type 1. En effet, un profil de baignade, même de type 1, ne peut se résumer à un simple inventaire des sources potentielles de pollution. Il est nécessaire, même dans les cas où aucune pollution avérée n’a été détectée, de connaître les sources de pollution potentiellement les plus à risque pour la zone de baignade. Pour atteindre cet objectif, un calcul de flux imputable à chaque source potentielle de pollution est indispensable.

2.2.1 Caractérisation des flux en provenance des différentes sources de pollution

Nous présentons ci-après un exemple de caractérisation de flux microbiologique pour chaque source potentielle de pollution. Il faut noter qu’aucun site d’étude ne regroupe tous les types de sources de pollution recensées, les exemples suivants proviennent donc de plusieurs sites différents.

2.2.1.1 Facteurs régissant la survie des germes

La présence d’E-Coli et des entérocoques, indicateurs de contamination fécale de l’eau, est le produit d’interactions entre des processus physiques, biologiques et biochimiques. Bien que certains microorganismes aient un temps de survie limité dans l’environnement marin, les virus sont résistants et certaines bactéries sont capables de survivre dans l’environnement pendant plusieurs jours à plusieurs mois (Pommepuy M. et al. 2005). Cependant, le milieu marin est globalement un milieu inhospitalier pour les germes indicateurs tels qu’E-Coli et les entérocoques. On observe une décroissance rapide de leur nombre sous l’action conjointe des UV, du manque de nutriments et de la prédation par les bactériophages (Aubert M.), ainsi que sous l’effet de la salinité, (Pommepuy et al. 1991) (cf ANNEXE 10).

La survie des germes dans l’environnement est évaluée par le T90, qui correspond au temps nécessaire (en heures) pour obtenir un abattement de 90% du nombre de germes (B. Saunier, 1993). Dans l’Atlantique, où la turbidité de l’eau est importante, en raison de l’agitation due aux marées, l’action bactéricide des UV est moins importante qu’en méditerranée. On considère donc que le T90 est de l’ordre de 24h. A cette mortalité, caractérisée par le T90, s’ajoutent les phénomènes de dilution et de diffusion, qui contribuent fortement à la diminution de la charge bactérienne.

En eau douce, la survie des germes est accrue et le T90 atteint 2 à 3 jours (B.Saunier, 1993).


Pour chaque source, il convient d’évaluer le flux bactériologique potentiel émis, tout en tenant compte des phénomènes influant sur la concentration bactérienne du rejet.

2.2.1.2 Sources liées à des cours d’eau

Les cours d’eau représentent une source de pollution potentielle majeure des eaux de baignade.

De par leur débit, souvent largement supérieur au débit des autres sources de pollution, les cours d’eau peuvent avoir une influence sur des plages relativement éloignées de leur exutoire. De plus, les germes ont une durée de survie dans l’eau douce très supérieure à celle dans l’eau salée (le T90 en eau douce est en effet d’environ 2 à 3 jours, contre 24h en eau salée). En conséquence, des sources de pollution bactériologiques situées en amont d’un bassin versant, à plusieurs dizaines de kilomètres de la côte, seraient susceptibles de contaminer les plages proches de l’exutoire des cours d’eau. L’étude et les mesures de gestion liées à ces sources amont ne peuvent être supportées par les seules communes littorales et doit faire l’objet d’une réflexion à une échelle plus grande que celle du profil de baignade.

Nous présentons ici l’exemple de l’étude de la Vie à Saint-Gilles-Croix-de-Vie (profil de baignade de la plage de Sion à Saint-Hilaire-de-Riez).

La Vie draine un bassin versant de 756 km².Le débit moyen journalier de la Vie est suivi par la DIREN au niveau de La Chapelle Palluau (environ 30 km n amont de Sain-Gilles-Croix-de-Vie).

Figure 2-5 : Bassin versant de la Vie (source : BD Carthage IGN.)

En extrapolant à partir de la surface du bassin versant de la Vie à Saint-Gilles-Croix-De-Vie, on en déduit le débit de la Vie à son exutoire (cf ANNEXE 14).

Saint-Gilles-Croix-de-Vie

Plage de Sion

La Chapelle-Palluau


On remarque que ce calcul donne des débits très faibles pour les mois de juin, juillet et août. Ces valeurs peuvent être dues à un biais de la méthode de calcul (qui suppose que le débit est directement proportionnel à la surface du bassin versant). Lors de la réalisation effective du profil, puisque la zone d’étude de Saint-Hilaire-de-Riez correspond à un profil de type 3, des mesures de débit et de concentration devraient donc être effectuées sur la Vie.

Les concentrations bactériologiques sont suivies par la DDEA au niveau de l’exutoire de la Vie (point de mesure « Embarcadère Yeu » de la DDEA) (cf localisation en ANNEXE 15).

Nous pouvons donc calculer les flux journaliers en provenance de la Vie

Tableau 2-3 : Flux microbiologiques en provenance de la Vie.

Débit moyen sur la saison balnéaire

(avril-septembre) (m3/s)

Concentration moyenne E-Coli

(n/100mL)

Flux moyen

E-Coli/jour

Concentration moyenne

entérocoques (n/100mL)

Flux moyen Entérocoques/jour

2.15 3457 6.42*1012 4910 9.12*1012

Il faut cependant noter qu’aucune des mesures de la DDEA sur la Vie n’est réalisée durant la saison balnéaire, aussi n’avons nous pas pu étudier une éventuelle variabilité saisonnière de la qualité de l’eau de la Vie. Cette variabilité est cependant probable, en effet, la STEP Havre de Vie, qui rejette dans la Vie, met en place trois bancs de désinfection en saison estivale, contre un seul en saison hivernale.

Si la Vie atteint la zone de baignade, elle pourrait créer un « bruit de fond » qui, en se superposant à une autre source de pollution, pourrait entrainer une contamination significative de l’eau de baignade.

Cette hypothèse devrait être vérifiée par une modélisation hydrodynamique de la dispersion du rejet de la Vie et des autres sources de pollution recensées sur ce site.

2.2.1.3 Sources liées à l’assainissement

A- Exutoires pluviaux

Dans le cas de réseaux séparatifs, les eaux de ruissellement sur les chaussées et autres surfaces imperméabilisées sont collectées séparément des eaux usées. Ces eaux présentent une charge bactériologique qui peut être dans certains cas comparable à un rejet d’eaux usées brutes (Blanchet et al. 2007) et elles sont rejetées sans traitement dans le milieu naturel. La charge bactériologique de ces rejets a pour origine :

� Les mauvais branchements : évacuation des eaux usées branchée sur le réseau pluvial ;


� Le lessivage des déjections animales (chiens, oiseaux) présentes sur les chaussées et les toits ;

� Le débordement du réseau d’eaux usées qui s’effectue dans certains cas vers le réseau pluvial.

La charge bactériologique des rejets pluviaux est d’autant plus grande que la période de temps sec précédant l’épisode pluvieux est importante. En effet, la charge bactériologique accumulée sur les surfaces et dans le réseau est alors très importante.

Le réchauffement climatique pourrait avoir un impact non négligeable sur la qualité des rejets pluviaux. En effet, l’évolution du climat montre une nette tendance à des périodes de sécheresse estivales plus longues. La quantité de pollution lessivée lors des épisodes pluvieux n’en sera donc que plus importante. Ainsi, les rejets liés aux précipitations devraient être moins fréquents mais plus chargés en pollution et donc avoir un impact potentiel plus important sur la qualité de l’eau de baignade. (D. Laplace, 2008)

Nous présentons ici un exemple de caractérisation des rejets pluviaux sur le site d’étude de la plage de Montbeau à Pornic.

a- Quantification des flux en provenance des exutoires pluviaux

Les émissaires pluviaux de Pornic sont en grande majorité équipés de prises de temps sec (en particulier les exutoires de Montbeau et des Grandes Vallées). Ces dispositifs empêchent le déversement des écoulements de temps sec sur les plages en détournant ces écoulements vers les postes de relèvement situés à proximité. Cependant, lors des épisodes pluvieux, les prises de temps sec se ferment pour éviter la saturation des postes de relèvement. Les émissaires fonctionnent alors normalement et peuvent donc impacter la qualité des eaux de baignade.

Aucun schéma directeur de gestion des eaux pluviales n’étant disponible, nous ne connaissons pas les surfaces des sous bassins versants associés à chaque rejet et leurs coefficients d’imperméabilisation respectifs, ni les volumes rejetés pour une pluie donnée. Nous avons donc réalisé des estimations de ces paramètres.

La délimitation des bassins versants a été réalisée à l’aide d’un MNT (Modèle Numérique de Terrain) : la BD Alti de l’IGN. L’occupation des bassins versants a été estimée à partir de l’ortho-photo.

Les débits à l’exutoire des bassins versants ont ensuite été calculés à l’aide de la méthode rationnelle (cf ANNEXE 16). Cette méthode ne tient pas compte de l’hétérogénéité de la pluviométrie et a tendance à surévaluer le débit de pointe (Beaulieu et al. 2007). On estime que les calculs de débit à l’exutoire des bassins versants présentent une incertitude de l’ordre de 20% (D. Laplace, 2008).


Figure 2-6 : Localisation des sous-bassins versants étudiés et de leurs exutoires respectifs.

Les résultats des calculs de débit aux différents exutoires sont présentés en ANNEXE 17.

En croisant ces informations avec les mesures bactériologiques effectuées par la DDEA sur les émissaires, nous avons pu estimer le flux bactérien en provenance de chaque rejet en temps de pluie. Sachant qu’il pleut en moyenne 1.35 mm/j durant la saison estivale, nous avons pu en déduire les flux journaliers moyens pour chaque rejet. En raison de l’absence de données sur les rejets du Vallon et de la Noëveillard, nous n’avons pas pu calculer les flux induits par ces deux rejets.

Tableau 2-4 : Estimation du flux bactérien en provenance des rejets pluviaux situés à proximité de Montbeau.

Nom du Rejet

Concentration moyenne en E-Coli (n/100mL)

Concentration moyenne en entérocoques

Flux moyen E-Coli

(n/ jour)

Flux Moyen entérocoques

(n/jour)

Roses 5.22*103 1.92*103 4.96E+06 1.82E+06

Montbeau 1.01*106 7.49*104 1.73E+09 1.28E+08

Grandes Vallées

2.64*103 3.95*102 2.07E+06 3.09E+05

Le flux bactérien en provenance du rejet de Montbeau est presque 100 fois supérieur à celui des Roses et 1000 fois supérieur à celui des Grandes Vallées. Bien que le


rejet de Montbeau présente un flux très élevé, il est équipé d’une prise de temps sec. Ce rejet n’a donc pas d’influence sur la qualité de l’eau de baignade en temps sec. En revanche, lors de forts épisodes pluvieux entrainant la saturation de la prise de temps sec, son impact sera majeur.

Le rejet des Roses n’est pas équipé d’une prise de temps sec et peut donc constituer une source de pollution récurrente de la plage de Montbeau.

Pour caractériser de manière plus complète les flux en provenance des exutoires pluviaux, des campagnes de mesure (bactériologie et débit), tant par temps sec que par temps de pluie sont nécessaires. Dans le cas de la réalisation d’un profil, il revient au bureau d’études de définir le protocole de mesure approprié.

b- Influence de la pluviométrie sur la qualité des rejets pluviaux

Les concentrations bactériologiques mesurées au niveau des rejets pluviaux sont très variables (de 102 à 107 n/100mL pour Montbeau par exemple). On sait qu’au dessus d’un certain seuil de précipitations, un phénomène d’auto-curage du réseau se produit. Les particules qui peuvent avoir décanté dans le réseau lors d’épisodes pluvieux moins importants sont alors remises en suspension, ce qui peut entraîner une dégradation conséquente de la qualité du rejet.

� Apport des tests statistiques

Des tests statistiques de corrélation (Pearson) ont montré que les teneurs en entérocoques intestinaux des rejets des Roses et des Grandes Vallées étaient corrélées positivement à la pluie de la veille. De plus, cette teneur est aussi corrélée positivement à la pluie du jour même pour le rejet des Grandes Vallées. La qualité du rejet de Montbeau en revanche, ne semble pas être influencée par les précipitations (cf. ANNEXE 18).

Il semble surprenant que la qualité des rejets soit reliée aux précipitations de la veille. En effet, les bassins versants sont de taille réduite, les temps de concentration sont donc très faibles (de l’ordre de 15 minutes) et l’influence des précipitations sur les exutoires de ces bassins versants est donc rapide. Cependant, cela peut être dû à un décalage entre la période de mesure de la pluie par Météo France (24h entre 6h du matin et 6h du matin du jour suivant) et l’heure de mesure de la qualité de l’exutoire par la DDEA (entre 11h et 14h).

� Identification des seuils de précipitations provoquant l’auto-curage des réseaux

L’auto-curage du réseau pluvial, par la remise en suspension des particules et donc la dégradation de qualité des rejets pluviaux qu’il peut occasionner, constitue un facteur de risque pour la qualité des eaux de baignade.

On considère généralement qu’il faut une vitesse d’écoulement dans le réseau supérieure à 0.6m/s pour que le phénomène d’auto-curage se produise. Nous avons donc calculé pour le réseau des bassins versants étudiés, la hauteur de pluie à partir


de laquelle ce phénomène peut se produire grâce à la méthode de Manning-Strickler (cf ANNEXE 19).

Tableau 2-5 : Calcul de l’intensité des épisodes pluvieux entrainant l’auto-curage des conduites des bassins versants étudiés. (Méthode de Manning-Strickler en conduite partiellement remplie

avec 100 mm de hauteur d’eau).

Intensité de pluie provoquant

l'autocurage de la conduite (mm/h) diamètre conduite

(mm)

vitesse (m/s)

débit (m3/s)

Montbeau Grandes Vallées

Roses

300 0.62 0.013 0.37 0.81 0.66 400 0.64 0.016 0.45 0.99 0.82 500 0.65 0.018 0.51 1.12 0.92 600 0.66 0.02 0.57 1.24 1.02 800 0.67 0.024 0.68 1.49 1.23

Il faut ajouter aux précipitations calculées ici, 0.60 mm qui ne ruissellent pas en début d’épisode pluvieux.

D’après les valeurs consignées dans le Tableau 2-5, l’auto-curage des réseaux des bassins versants étudiés semble pouvoir se produire pour des intensités de précipitations très faibles, entre 1.28 mm/h et 2.09 mm/h pour les conduites les plus grosses. A titre de comparaison, la pluie d’occurrence mensuelle à Pornic est de 15 mm en 24h avec en phase intense de 10 mm en 3h et Imax = 6.4mm/h.

Le seuil très faible de Montbeau (1.28 mm/h) peut expliquer le fait que les tests statistiques n’aient pas mis en évidence de corrélation entre la qualité du rejet et la pluviométrie : avec un seuil aussi bas le réseau est très souvent curé et la charge polluante stockée dans le réseau est faible.

c- Influence de la pluviométrie sur le débit des rejets pluviaux

Sachant que les rejets pluviaux de Montbeau et des Grandes Vallées sont équipés d’une prise de temps sec, il est intéressant de savoir quelle hauteur de pluie peut entrainer la saturation du poste et donc la fermeture de la prise de temps sec et le déversement des eaux pluviales sur les plages.

Etant donnée la taille réduite des bassins versants étudiés, nous avons considéré que leurs temps de concentration étaient très faibles et avons déterminé le seuil de saturation des prises de temps sec à l’aide de la méthode dite « rationnelle » présentée plus haut. On en déduit Ip correspondant au débit de pointe que peuvent évacuer les pompes des postes de relèvement. On ajoute à cette hauteur 0.6mm qui ne ruisselle pas (en raison du mouillage des surfaces, de l’évaporation, etc.).

Tableau 2-6 : Calcul des hauteurs de précipitation entraînant la saturation des prises de temps sec.


Montbeau Grandes Vallées Capacité des pompes

(m3/h) 57 40.2

Volume bâche (m3) 8 3

Débit de pointe maximum possible (m3/h)

65 43.2

Intensité de pluie correspondante.

0.51 mm en 1h 0.75 mm en 1h

hauteur de pluie non collectée

0.6 mm 0.6 mm

Episode pluvieux entrainant la saturation de

la prise de temps sec 1.1 mm en 1h 1.35 mm en 1h

Les prises de temps sec des émissaires pluviaux des Grandes Vallées et de Montbeau seraient saturées pour des intensités de pluie faibles, respectivement 1.35 mm/h et 1.1 mm/h.

On peut donc considérer qu’au delà d’une intensité de pluie de 1.1 mm/h l’exutoire pluvial de Montbeau rejette dans le milieu naturel. Le rejet de Montbeau est donc à la fois très concentré et susceptible de se déverser dans le milieu naturel de manière fréquente. De même, la prise de temps sec des Grandes Vallées a un seuil de saturation bas, estimé à 1.35 mm/h.

Pour déterminer la fréquence exacte de saturation des prises de temps sec de ces rejets il faudrait calculer les temps de retour exacts des intensités de pluie correspondantes.

Les rejets pluviaux les plus à risque sont ceux des Roses et de Montbeau :

� le rejet des Roses rejette en permanence, n’étant pas équipé d’une prise de temps sec et il est situé à proximité de la zone de baignade ;

� le rejet de Montbeau, même équipé d’une prise de temps sec, rejette dès que les précipitations dépassent 1.1 mm/h.

Pour caractériser les rejets sur lesquelles les données sont indisponibles et calculer de manière plus précise les caractéristiques des rejets décrits ici (en particulier leur réponse aux épisodes pluvieux), un modèle hydraulique de réseau serait nécessaire.

B- Rejets de station d’épuration

Les stations d’épuration traitent les effluents bruts apportés par les réseaux d’assainissement. Ces stations rejettent ensuite l’eau traitée dans le milieu naturel. Elles sont soumises à des normes de rejet fixées par arrêté préfectoral. Ces normes de rejet concernent la matière organique (DBO5 et DCO), les matières en suspension (MES), l’azote Kjeldahl et le phospore total.

La bactériologie ne faisant pas systématiquement l’objet d’une norme de rejet, la concentration bactérienne d’un rejet de station d’épuration est très variable et dépend


principalement de la filière de traitement en place. Ainsi, un traitement biologique simple (traitement secondaire) entraine un rejet d’une concentration de l’ordre de 107 E-Coli/100mL. Un traitement biologique suivi d’un lagunage entraine un rejet d’une concentration de l’ordre de 103 E-Coli/100mL et un traitement secondaire suivi d’un traitement tertiaire (désinfection aux UV ou à l’ozone) conduit à des concentrations en E-Coli dans le rejet de l’ordre de 10 à 103 E-Coli/100mL.

La qualité du rejet peut être dégradée lors des épisodes de fortes pluies, si le réseau apporte beaucoup d’eaux parasites à la station. Les volumes à traiter sont alors trop importants ce qui diminue l’efficacité de la filière. Ce phénomène de saturation de la station d’épuration peut aussi s’observer pour les stations balnéaires qui doivent faire face à de forts pics d’affluence durant la saison estivale.

Nous présentons ici l’exemple de l’étude de la station d’épuration d’Etables-sur-Mer.

La filière de traitement est une filière à boues activées avec aération prolongée (cf ANNEXE 20).

Pour s’adapter à l’affluence estivale, la filière de traitement diffère entre l’été et l’hiver : en saison estivale, un second clarificateur est mis en service, en parallèle du premier. De plus, alors que le rejet de l’eau dépolluée s’effectue dans un cours d’eau : le Ponto en saison hivernale, en saison estivale le rejet de la station d’épuration est relevé vers une lagune de finition. La lagune rejette alors les eaux traitées dans le ruisseau Sieurne qui se jette ensuite dans le Ponto.

Le Ponto se jette ensuite directement sur la plage du Moulin. Le rejet de la station d’épuration constitue donc une source de pollution potentielle de la plage du Moulin.

La commune d’Etables-Sur-Mer est une station balnéaire qui voit sa population passer de 2870 habitants en hiver à plus de 8000 habitants en été. A l’heure actuelle, la station est surdimensionnée pour pouvoir faire face au pic d’affluence estival. Ainsi, pour tous les paramètres, la capacité épuratoire est très supérieure à la charge moyenne annuelle entrante (source : Rapport Annuel du délégataire 2007, VEOLIA).

Le principal obstacle au bon fonctionnement de la station est dû aux à-coups hydrauliques liés aux fortes précipitations. Une partie du réseau d’assainissement étant unitaire, le volume à traiter lors de fortes pluies peut rapidement dépasser la capacité nominale de la STEP, fixée à 1545m3/j. Ainsi, en 2007, la capacité nominale a été dépassée 3 fois.


Figure 2-7 : Historique des volumes entrants 2007 (source VEOLIA rapport annuel du délégataire 2007).

Ces dépassements sont reliés à des épisodes de fortes pluies, hors saison estivale :

� 5 mars 2007 : 16.2 mm ;

� 31 mars 2007 : 32.8 mm ;

� 9 décembre 2007 : 22.2 mm. (Données de précipitations : Météo France).

En saison estivale, les épisodes de fortes pluies ne semblent pas causer de dépassement de la capacité nominale. Ainsi, les 27mm de précipitations du 28 mai 2007 n’ont donné lieu à aucun dépassement. L’augmentation de la capacité de traitement par la mise en service d’un second clarificateur en saison estivale atténue l’impact des à-coups hydrauliques liés aux fortes pluies. Ces à-coups sont cependant toujours visibles, avec notamment un pic proche du dépassement de capacité hydraulique en 2007. Les dépassements de capacité de la STEP provoquent des débordements et des rejets d’eaux usées brutes dans le milieu naturel. Le temps de séjour dans les installations de dépollution risque aussi d’être très écourté, entrainant une baisse du rendement épuratoire et donc un rejet d’effluents de piètre qualité dans le milieu naturel. Si ces dysfonctionnements ont lieu principalement en hiver, les données dont nous avons connaissance ne nous permettent pas d’écarter totalement le risque d’un dépassement de capacité en période estivale.

� Caractéristiques des rejets

Le traitement biologique ne traite pas spécifiquement les bactéries, la bactériologie n’est donc pas un paramètre suivi dans le rejet en sortie de STEP. Cependant, des mesures ponctuelles ont montré que la concentration bactériologique des rejets était de l’ordre de 105 E-Coli/100mL en saison hivernale (sortie de clarificateur) et de l’ordre de 103 E-Coli/100mL en saison estivale (sortie de lagunage).

Tableau 2-7 : Flux microbiologiques en provenance de la STEP d’Etables-sur-Mer en saison estivale (données 2005-2008)


Volume moyen

rejeté en saison estivale (m3/j)

Concentration moyenne en E-Coli durant la saison estivale

(n/100mL)

Flux moyen

journalier en E-Coli (N/jour)

Concentration moyenne en entérocoques

durant la saison estivale (n/100mL)

Flux moyen journalier en entérocoques

(N/jour)

485 3667 1.78*1010 1000 4.85*109

La station d’épuration, qui rejette dans le Ponto, a un flux moyen mille fois inférieur au flux mesuré à l’exutoire du Ponto. Si la station d’épuration participe vraisemblablement à la dégradation de la qualité de l’eau de baignade de la Plage du Moulin, elle ne peut en revanche expliquer à elle seule les pollutions observées.

Pour limiter l’impact de la station sur l’eau de baignade de la plage du Moulin, il est nécessaire de réguler les volumes entrants afin d’éviter au maximum les à-coups hydrauliques entrainant la saturation des installations de dépollution. Dans ce but, la municipalité étudie la mise en place d’un bassin tampon en entrée de la station d’épuration, afin d’écrêter les pics liés aux fortes précipitations ou à l’affluence estivale.

C- Postes de relèvement des eaux usées, déversoirs d’orage

Les réseaux de collecte des eaux usées ont pour fonction d’apporter les effluents du lieu de production (habitations), au lieu de traitement (station d’épuration). Ce transport s’effectue dans la majorité des cas de manière gravitaire. Cependant, dans certaines zones situées dans des points bas, le transport gravitaire est impossible. Il est alors nécessaire d’installer des stations de pompage, ou postes de relèvement, chargées de « relever » les eaux usées pour permettre leur transport jusqu’aux installations de traitement.

Dans les zones littorales, ces stations de relèvement des eaux usées sont souvent situées à proximité des zones de baignade, points les plus bas par définition. Leur dysfonctionnement occasionne donc des rejets d’eaux usées brutes directement dans le milieu marin. Les causes de dysfonctionnement de ces installations sont multiples :

� eaux parasites (infiltration d’eaux de nappes et des précipitations) ;

� panne électrique ;

� panne mécanique.

Le débordement de ces postes pouvant avoir un impact majeur sur le milieu naturel, différentes techniques de « sécurisation » de ces postes peuvent être mises en place afin de prévenir les pannes ou d’alerter l’exploitant en cas de dysfonctionnement :

� Télésurveillance (déclenchement d’une alarme quand le niveau d’eaux usées dans le poste dépasse un certain niveau) ;

� Mise en place de pompes de secours ;


� Mise en place de bâches tampon de stockage des eaux usées ;

� Mise en place de groupes électrogènes pour pallier une éventuelle coupure d’électricité ;

� Diagnostic et réhabilitation de réseau pour limiter les infiltrations d’eaux parasites. (Allenou et al. 2006)

Les déversoirs d’orages, quant à eux, sont des ouvrages situés principalement sur des réseaux unitaires ou mixtes. Ils sont chargés de protéger le réseau lors des événements pluvieux exceptionnels (risque de rupture de canalisations) en déversant le trop plein d’eaux usées dans le milieu naturel, soit via le réseau pluvial, soit directement. Ces ouvrages sont donc à risque pour les eaux de baignade car ils rejettent, lors de leur fonctionnement, d’importants volumes d’eaux usées brutes. Nous n’avons pas pu étudier l’impact de tels ouvrages par manque de données (notamment sur le site d’Etables-sur-Mer, la position même des déversoirs d’orage est mal connue).

Nous présentons ici l’étude du flux potentiel en provenance du poste de relèvement de Kerbourgnec sur le site de Saint-Pierre-Quiberon (Morbihan).

� Description de l’installation

La principale source de pollution de la plage de Kerbourgnec, liée à l’assainissement collectif, est le poste de Kerbourgnec. Il a une capacité de pompage de 103 m3/h et est équipé depuis les printemps 2008 d’une bâche tampon de 320 m3. Son trop-plein s’effectue dans un exutoire pluvial débouchant sur la plage de Kerbourgnec.

Les volumes relevés au niveau du poste de Kerbourgnec atteignent 272107 m3/an (source : Rapport Annuel du délégataire 2007, SAUR).

La figure ci-dessous montre que les volumes relevés par le poste de Kerbourgnec sont très dépendants des précipitations en dehors de la saison balnéaire. En revanche, pendant la saison balnéaire, les volumes relevés sont vraisemblablement liés à l’augmentation soudaine de population sur la commune.


0

500

1000

1500

2000

2500

3000

3500

4000

4500

31/1

2/99

14/0

1/00

28/0

1/00

11/0

2/00

25/0

2/00

10/0

3/00

24/0

3/00

07/0

4/00

21/0

4/00

05/0

5/00

19/0

5/00

02/0

6/00

16/0

6/00

30/0

6/00

14/0

7/00

28/0

7/00

11/0

8/00

25/0

8/00

08/0

9/00

22/0

9/00

06/1

0/00

20/1

0/00

03/1

1/00

17/1

1/00

01/1

2/00

15/1

2/00

29/1

2/00

Vol

ume

rele

vé e

n m

3/j

0,0

20,0

40,0

60,0

80,0

100,0

120,0

Plu

viom

étrie

en

mm

Volumes relevés Débit pluie Pluviométrie

Figure 2-8 : Bilan de fonctionnement du poste de Kerbourgnec sur l’année 2000 (Source SAUR)

Le poste de Kerbourgnec reçoit des volumes importants d’eau de mer lors des grandes marées et des volumes importants d’eau de pluie lors des précipitations (par les mauvais branchements dans un premier temps puis par phénomène de ressuyage qui augmente le débit des nappes dans un second temps).

� Influence de la pluviométrie

D’après un test statistique de corrélation (Pearson) entre le Log de la durée de trop-plein et les épisodes pluvieux des jours précédents (cf. ANNEXE 21), les alarmes trop-plein du poste de relèvement de Kerbourgnec ne semblent pourtant pas fermement liées à la pluviométrie en saison estivale. La raison en incombe, selon nous, à la multiplicité des facteurs en jeu. C’est l’objet de l’analyse qui suit.

En reprenant les données de la SAUR (2000) sur le bassin versant de Kerbourgnec, on peut calculer les volumes relevés par le poste en conditions défavorables. (On négligera les phénomènes de ressuyage car ceux-ci se produisent uniquement sur sols saturés ce qui est très rarement le cas en saison estivale). Nous avons calculé la hauteur de pluie journalière entrainant la saturation du poste en prenant en compte deux scénarios de mauvais branchements : le taux de mauvais branchements estimés par la SAUR en 2000 et celui constaté lors d’un contrôle partiel sur le bassin versant de Kerbourgnec (en 2008) (cf résultats détaillés en ANNEXE 22).

Le poste de Kerbourgnec est donc rapidement en surcharge hydraulique en saison estivale :

� à partir de la pluie de retour mensuel, soit 17 mm si on ne prend en compte que les mauvais branchements avérés ;


� à partir de 3 mm de pluie soit une à deux semaines de temps de retour, si on prend en compte les mauvais branchements estimés par la SAUR.

La construction d’une bâche de 320 m3 au niveau du poste, mise en service au printemps 2008 n’a pas entraîné de diminution de la fréquence des alarmes de trop-plein.

Figure 2-9 : Construction de la bâche tampon de Kerbourgnec. (source : Rapport annuel du délégataire 2007, SAUR)

En résumé, le poste de Kerbougnec est, du fait de l’augmentation de la population, particulièrement sensible en période estivale aux facteurs qui règlent les volumes, soit la pluie et la marée, voire la population elle-même qui peut varier au cours de l’été. En conséquence l’établissement de corrélation entre les alarmes et les pluies, est plus aléatoire du fait de la mise en jeu des autres facteurs.

La réalisation d’un Schéma Directeur d’Assainissement, d’une modélisation du réseau de la zone de Kerbourgnec ou d’une campagne de métrologie sur le réseau permettrait d’identifier d’éventuels sous-dimensionnement du réseau.

Une telle modélisation permettrait également d’évaluer si les trop-pleins observés en 2008 correspondent à des situations climatiques exceptionnelles (l’été 2008 a été particulièrement pluvieux avec 1.64 mm/jour en moyenne contre 1.1 mm/j les autres années) ou à un dysfonctionnement de la bâche tampon. Cette modélisation permettrait également de connaître les volumes débordés pour une hauteur de pluie donnée, élément inconnu à l’heure actuelle en raison de l’absence de capteur au niveau de la surverse.

De plus, la diminution des infiltrations d’eaux parasites qui surchargent le réseau constitue une priorité pour le bassin versant de Kerbourgnec. Une modélisation ou une campagne de métrologique sur le réseau permettraient d’identifier les portions à réhabiliter en priorité pour lutter contre ce phénomène.

Le poste de Kerbourgnec a présenté en moyenne 6.25 alarmes trop-plein par saison balnéaire lors des 4 dernières années (la plupart des alarmes ayant eu lieu en 2008). Le temps moyen quotidien de surverse du poste de Kerbourgnec durant la saison estivale 2008 a été de 11 min/j environ. Sachant qu’un effluent brut contient environ


5*107 E-Coli/100 mL, et dans l’hypothèse basse d’un débordement de 2 m3/h le flux potentiel en provenance du poste de Kerbourgnec est évalué à 2.4*1013 E-Coli/jour .

On constate que les installations d’assainissement collectif, constituent des sources importantes de pollution des eaux de baignade. L’expérience montre que ces installations sont en effet responsables de plus de 50% des pollutions observées dans les eaux de baignade (Guyard C., 2009)

L’impact lié à l’assainissement collectif devrait s’accentuer potentiellement à l’avenir en raison de l’impact du réchauffement climatique. L’élévation de la température entraine en effet une augmentation de la production d’H2S dans les réseaux, d’où une augmentation de la corrosion des canalisations et l’aggravation du problème de l’infiltration des eaux parasites. En parallèle, la diminution du débit d’étiage des cours d’eau augmentera la sensibilité des milieux récepteurs : de nombreux cours d’eau seront alors vraisemblablement uniquement alimentés par les rejets de STEP. Celles-ci devront alors augmenter leurs performances épuratoires.

La gestion prédictive en fonction de la pluie et la télégestion des ouvrages (notamment la généralisation des dispositifs d’alarme de trop-plein sur les postes de relèvement) feront partie des outils qui permettront de modérer l’impact des structures d’assainissement sur le milieu naturel.

D- Assainissement non collectif

Les assainissements non collectifs sont des installations d’épuration individuelles des eaux usées. Ces dispositifs sont mis en place lorsqu’aucun réseau d’assainissement n’existe à proximité ou lorsque le raccordement à ce réseau est trop cher. Les zones en assainissement collectif et en assainissement non collectif sont déterminées lors du zonage d’assainissement effectué par la commune. Chaque commune doit également désigner un SPANC (Service Public d’assainissement Non Collectif), chargé du contrôle du bon fonctionnement des installations. Dans le cas où des installations seraient défaillantes, il y a un fort risque de rejet d’effluents bruts dans le milieu naturel. Les ANC défaillants constituent donc une source de pollution potentielle des eaux de baignade.

Nous présentons ici l’étude des flux en provenance des ANC situés dans la zone d’étude de la plage de Théolen à Cléden-Cap-Sizun.

• Recensement des installations défaillantes

Le SPANC a lancé une campagne de contrôle des installations d’assainissement non collectif (neuf et existant) sur la commune de Cléden-Cap-Sizun.

A l’issue des contrôles effectués sur les hameaux de Kermerrien et Théolen (situés à proximité de la plage de Théolen), il apparaît que 12 installations présentent un risque faible pour l’environnement. Ce risque n’est pas forcément bactériologique. De nombreuses installations présentes sur le bassin versant de la plage n’ont pas encore été contrôlées à l’heure où nous réalisons cette étude.


Figure 2-10 : Localisation des assainissements non collectifs non conformes sur le bassin versant de la plage de Théolen.

On remarque donc sur le bassin versant de Théolen, la présence de sols peu ou pas aptes à l’assainissement autonome (sols peu profonds ou peu filtrants), associés à des installations d’assainissement autonome présentant un risque moyen à fort pour l’environnement. Ces installations, dans une telle configuration, constituent donc une source de pollution potentielle de pollution des eaux de baignade de la plage de Théolen.

Une installation présente un risque élevé pour l’environnement en raison de l’absence de WC et du rejet d’effluents bruts vers le milieu superficiel. Le risque pour l’eau de baignade de la plage de Théolen est d’autant plus grand que cette habitation est située à une centaine de mètres seulement du ruisseau qui débouche sur la plage.

D’après le rapport de contrôle, deux personnes occupent cette habitation, le flux journalier en provenance de l’installation déficiente est donc potentiellement de 2 équivalents-habitants soit 4.2*109 E-Coli/j.

D’autres dispositifs défaillants (au nombre de 4) entraînent le rejet d’effluents prétraités dans le milieu (rejets insuffisamment traités pour ne pas entrainer de risque de contamination du milieu.)

Il a été montré que dans le cas d’assainissement non collectifs défaillants et en particulier dans le cas de fosses septiques fixes utilisées temporairement, on observe une multiplication bactérienne. La concentration bactérienne dans l’effluent en provenance d’une telle installation peut donc atteindre 109 à 1011 Escherichia Coli/100mL (B. Saunier, 1993).


Si on considère un apport journalier de l’assainissement non collectif de deux équivalents habitants et qu’on applique la même loi de décroissance que celle présentée plus bas pour l’élevage, on a en moyenne 1.0*1010 E-Coli en permanence sur le bassin versant.

Etant donné la faible distance entre ces installations et la plage, on peut considérer que le risque potentiel de pollution est réel.

• Calcul du flux potentiel en provenance de l’ANC du bassin versant de Theolen

Pour calculer le temps de concentration sur le bassin versant de Theolen, on peut appliquer la méthode de Kirpich, conçue pour les petits bassins versants agricoles (cf ANNEXE 23).

On obtient un temps de concentration de 9 minutes. Ce temps de concentration, très rapide, est dû à la forte pente du bassin versant de Theolen et à sa petite taille.

La pollution potentielle liée au lessivage des assainissements non collectifs arrive donc à la plage en un temps très court.

On ne connait pas exactement la proportion des rejets d’assainissement non collectif qui part avec le ruissellement lors des épisodes pluvieux. Pour cela, une campagne métrologique est nécessaire.

Toutefois, les pentes du bassin versant sont très importantes : de l’ordre de 12.5 % en moyenne. Aussi la lame d’eau ruisselée atteint-elle rapidement une vitesse suffisante à la remise en suspension des particules.

Si l’on considère que 1 % des particules présentes sur les surfaces du bassin versant sont susceptibles d’être lessivées lors des précipitations, le flux en provenance de l’ANC défaillant du bassin versant de Théolen est donc de 1,0*108 E-Coli/jour.

Il faut noter que cet ANC ne constitue un risque pour la plage de Théolen que lors des précipitations. La pollution occasionnée atteint la plage en une dizaine de minutes.

2.2.1.4 Sources liées aux activités économiques

A- Agriculture

Nous présentons ici l’exemple du bassin versant de la plage de Théolen, à Cléden-Cap-Sizun.

Il n’y a pas de siège d’exploitation sur le bassin versant, la pollution par lessivage des aires de stockage d’effluents et des cours de ferme n’est donc pas possible. Cependant, des parcelles pâturées occupent le bassin versant.

L’apport de déjections animales sur les prairies implique une population de micro-organismes qui se constitue sur la végétation et la surface du sol. Une fraction de ce


stock est susceptible d’être transférée latéralement par ruissellement vers les eaux de surface ou verticalement dans les horizons du sol puis dans les nappes. Ces stocks sont transitoires et évoluent sous les effets conjugués des transferts et des phénomènes de mortalité.

Les risques de contamination de l’eau dépendent du fonctionnement d’ensemble de ces phénomènes, variable selon les conditions météorologiques (température, régime pluviométrique, insolation), pédologiques, topographiques et agronomiques (Trévisan D., 2002).

Les prairies représentent 35 % de la SAU de la commune. En admettant cette proportion sur le bassin versant de Théolen, on peut calculer les flux bactériens journaliers sur ces prairies. Le chargement en UGB/ha correspond au chargement moyen observé dans la zone du Cap Sizun (source DRAF Bretagne).

Tableau 2-8 : Calcul des flux bactériens journaliers sur les prairies du bassin versant de Theolen

surface BV (ha) 117 pourcentage prairies 35

surface prairies (ha) 40.95 Chargement (UGB/ha) 2.2 Vaches sur le BV 90 E-Coli/vache/j 1.1*1011 E-Coli/j sur BV 9.90*10 12

La mortalité bactérienne sur les prairies est faible. Elle est principalement due à l’action bactéricide des UV, aux phénomènes de compétition avec les micro-organismes du sol et aux conditions du milieu. Ainsi, la survie des bactéries est plus importante lorsque le sol est humide, en conditions froides et lorsque la végétation est haute. Le T95 (temps au bout duquel 95 % de la population a disparu) d’une population de bactéries est en effet de 53 jours lorsque le sol est humide (100% de la capacité au champ) et tombe à 22 jours lorsque le sol est humide à 50% de la capacité au champ. On observe aussi une survie accrue des bactéries sur les sols riches en matière organique (D.Trevisan, 2002).

Cette mortalité très faible des bactéries implique que les bactéries s’accumulent sur les surfaces. La quantité de bactéries sur les surfaces évolue suivant une cinétique

exponentielle décroissante d’ordre 1 et on a t

eNoN)*

22

05.0ln(

*−

= (où No est le nombre de bactéries au temps t=0 et t le temps en jours, T95 = 22 jours).

Ainsi, avec un T95 de 22 jours et 3 jours de pâturage suivis de 28 jours de repos des prairies (rotation standard en été), on obtient la courbe suivante :


1.4E+11

5.1E+12

1.0E+13

1.5E+13

2.0E+13

2.5E+13

1 6 11 16 21 26 31 36 41 46 51 56 61 66 j

E-C

oli s

ur le

BV

E-Coli

Moyenne

Figure 2-11 : Evolution sur un mois de la quantité d’E-Coli présentes sur les pâturages du bassin versant de Theolen.

La charge moyenne en E-Coli du bassin versant est ainsi évaluée à 5.8*1012 E-Coli.

La difficulté réside ensuite dans la détermination des flux bactériens susceptibles de rejoindre la plage.

Les transferts sont régulés par différents facteurs contrôlant le fonctionnement hydrique des sols (texture, structure) et les propriétés de rétention – adsorption des bactéries sur la matrice organominérale du sol.

Si l’on considère que 1% des déjections accumulées sur les prairies est susceptible d’être lessivé lors des précipitations, le flux bactérien dû aux prairies pâturées est donc de 5,8*1010 E-Coli/jour . Ce flux est susceptible de varier fortement en fonction de la durée et de l’intensité des épisodes pluvieux. Pour étudier cette variabilité, une campagne métrologique est nécessaire.

Il faut noter que les prairies pâturées ne constituent un risque pour la qualité des eaux de baignade que lors des épisodes pluvieux. La pollution atteint alors la plage 10 minutes environ après le début du ruissellement (cf calcul du temps de concentration du bassin de Théolen en ANNEXE 23).

B- ICPE

Nous n’avons eu à traiter aucun exemple d’ICPE dans le cadre de l’étude. Ces ICPE peuvent être de grosses exploitations agricoles (dans le cas l’évaluation des flux en provenance des épandages ou des surfaces pâturées s’effectue à l’aide de la méthode présentée ci-dessus) ou d’autres entreprises susceptibles de rejeter des effluents concentrés en micro-organismes.

2.2.1.5 Sources liées aux activités de loisir

� Centre équestre

Pâturage Pâturage


Nous présentons ici le cas du centre équestre d’Etables-Sur-Mer.

Le flux potentiel en provenance d’un centre équestre est difficile à évaluer. En effet, les chevaux peuvent être en promenade une partie du temps.

Pour calculer les flux potentiels en provenance du centre équestre, nous supposerons que les chevaux sont en permanence sur le site.

De plus, étant donné le chargement très important des paddocks (4 fois plus que le chargement autorisé), la proximité directe du cours d’eau du Ponto et l’absence de bandes enherbées ou de dispositifs de stockage des effluents adéquat, nous considérerons que 5% des déjections sont lessivés à chaque épisode pluvieux. La mortalité bactérienne est en outre supposée très faible (selon Trevisan, 2002, le T95, temps au bout duquel 95% des bactéries ont disparu, est de l’ordre de 22 jours) ce qui provoque une accumulation des germes.

La quantité de bactéries sur les surfaces évolue suivant une cinétique exponentielle décroissante d’ordre 1 (cf 2.2.1.3.A).

Si on prend en comte les quantités de bactéries amenées quotidiennement par les cheveux et la mortalité bactérienne, on obtient la courbe d’accumulation présentée en ANNEXE 24.

On remarque que la quantité de bactéries se stabilise autour de 5.5*1010 E-Coli.

Sachant que la pluviométrie moyenne sur Etables-sur-Mer est de 1.7 mm/j, on peut calculer la concentration du rejet du centre équestre pour cette pluie moyenne (cf ANNEXE 24).

Le rejet du centre équestre représente donc un flux journalier de 2 ,50*109 E-Coli/j en moyenne, ce qui est non négligeable (pour mémoire, la station d’épuration d’Etables-Sur-Mer a un flux moyen journalier de 1,5*1010 E-Coli/j).

En dehors de la pollution bactériologique potentielle qui pourrait être lessivée par les précipitations, les chevaux peuvent contaminer directement la zone de baignade lors des promenades sur la plage. Le centre équestre a une dérogation qui lui permet d’effectuer 6 promenades sur la plage du Moulin par saison balnéaire, aux basses eaux.

Ponto

Aire de lavage des chevaux

Figure 2-12 : Rejet dans le Ponto de l’aire de lavage des chevaux


Un crottin de cheval représente un ordre de grandeur de 108 E-Coli et doit donc être dilué dans 20 m3 d’eau pour passer sous la valeur guide de la nouvelle directive sur les eaux de baignade pour E-Coli (500 n/100mL).

� Port de plaisance

Seuls les bateaux de plaisance récents disposent d’un bac de récupération des eaux noires, bien que ce dispositif soit théoriquement obligatoire. Les bateaux de plaisance sont donc susceptibles de déverser des déjections directement dans le milieu naturel. Ils constituent donc une source de pollution potentielle des eaux de baignade. Les ports de plaisance, qui concentrent de nombreux bateaux, sont d’autant plus à risque pour la qualité bactériologique de l’eau des plages situées à proximité.

Nous étudions ici l’exemple du Port de la Noëveillard à Pornic.

Le port de la Noëveillard compte 919 emplacements. De nombreux bateaux habitables peuvent donc y stationner. Le déversement des eaux grises ou noires d’un bateau dans le port ou à proximité (de manière accidentelle ou non) est donc possible. Des sanitaires sont présents au niveau du port mais aucun dispositif de vidange des eaux noires (sanitaires) n’est listé. De plus, peu de bateaux sont équipés de bacs à eaux noires et les eaux des sanitaires s’écoulent alors par gravité directement en mer.

Dans ce cas, un bateau occupé par 4 personnes émet 4 équivalent-habitants par jour soit environ 8.5*1011 Coliformes Totaux/j, soit environ 8.5*1010 E-Coli/j. Si l’on considère que 1% des bateaux du port vidangent leurs eaux noires dans le milieu naturel, cela représente un flux journalier de 2.8*1011 E-Coli/j .

2.2.1.6 Autres sources

Les autres sources de pollution potentielle des eaux de baignade sont essentiellement dues à l’avifaune (importantes colonies d’oiseaux situées à proximité de la zone de baignade), à des vidanges sauvages de camping-cars ou à des déversements accidentels de déjections dans les cours d’eau (renversement accidentel d’une tonne à lisier à proximité d’un cours d’eau par exemple).

Nous présentons ici l’étude du camping sauvage à Saint-Pierre-Quiberon.

Le problème du camping sauvage semble être très développé sur la commune de Saint-Pierre-Quiberon (cf ANNEXE 25).

Dans le cas d’un camping-car occupé par 4 personnes et déversant de manière accidentelle ou non ses eaux noires dans le réseau pluvial ou dans la mer, les flux engendrés seraient de 4 équivalent-habitants, soit 8.4*1010 E-Coli/jour .

2.2.2 Etude du risque potentiel

Il s’agit ici de déterminer dans quelle mesure les sources de pollution potentielles recensées peuvent impacter la zone de baignade. Cette étude, suivie de l’étude du risque avéré de pollution, doit permettre de hiérarchiser les sources de pollution


potentielles et de déterminer les conditions météo-océaniques à risque pour la qualité des eaux de baignade.

Dans cette analyse, l’utilisation d’un SIG est indispensable pour raisonner de manière globale et identifier quelles sources sont les plus à risque. Le risque peut alors se décomposer en plusieurs aspects :

� Risque lié à la localisation du rejet (proche ou dans la zone de baignade) ;

� Risque lié à la fréquence de rejet ;

� Risque lié à la durée de rejet (permanent, ponctuel, temporaire);

� Risque lié à la concentration bactériologique du rejet.

Nous présentons ici l’étude du risque potentiel de pollution de la plage de Montbeau, à Pornic.

2.2.2.1 Comparaison des flux

La comparaison des flux calculés lors du diagnostic donne un ordre d’idée des sources potentiellement les plus à risque pour la qualité des eaux de baignade. Cette comparaison est suffisante pour identifier les points où agir en priorité pour restaurer la qualité des eaux de baignade, dans le cas où tous les rejets étudiés débouchent directement dans la zone de baignade.

Cependant, la simple comparaison des flux ne permet pas de prendre en compte le contexte local de la zone de baignade (conditions météo-océaniques, localisation du rejet par rapport à la zone de baignade).

Pour étudier l’influence de ces paramètres, l’utilisation d’outils de modélisation est nécessaire.

Nous présentons ici l’utilisation de deux modèles pour étudier l’impact potentiel des rejets de la zone d’étude de la plage de Montbeau à Pornic.


Figure 2-13 : Localisation et photos des exutoires pluviaux situés à proximité de Montbeau.

2.2.2.2 Utilisation d’un modèle simple de dispersion des rejets

A- Description de la méthode utilisée

La méthode utilisée ici est décrite dans la publication "Assainissement en zone littorale et touristique" de B. Saunier (1993).

Les volumes d'eau situés autour du rejet sont assimilés à une succession de réacteurs continus concentriques à mélange intégral dans lesquels s'effectue le rejet. On peut alors faire un bilan de masse sur les concentrations de germes pour chaque réacteur (cf détail en ANNEXE 26).

L'utilisation de cette méthode est pertinente lorsque le rejet s'effectue dans une zone de courant oscillant ou dans une baie fermée, cas habituel le long des côtes de l'Atlantique. Cette méthode ne prend pas en compte les conditions météo-océaniques (courants, vent) ni de variation de débit du rejet.

Cette méthode permet une visualisation rapide de l’impact de chaque rejet.


B- Scénarios modélisés

Pour caractériser l’impact des exutoires pluviaux, nous avons étudié deux types de scénarios : l’un reprenant les valeurs moyennes de concentration et de débit observées par la DDEA au niveau des exutoires (scénario « moyen »), l’autre prenant les valeurs maximales observées (scénario « extrême »).

Pour étudier l’impact du canal de Haute-Perche, nous nous sommes basés sur les mesures réalisées par la DDEA. Nous avons également étudié un scénario de rejet moyen (correspondant à la moyenne des concentrations en période estivale) et un scénario de rejet maximum (correspondant à la plus forte concentration observée au niveau de ce rejet) (cf ANNEXE 27).

Pour chaque rejet, des réacteurs concentriques ont été définis sous forme de demi-cercles. Le volume de chaque réacteur a été calculé en multipliant la surface de chaque demi-cercle par la bathymétrie moyenne à cet endroit.

Il faut noter que, faute de données suffisantes à notre disposition, nous n’avons pas pris en compte les rejets « Le Vallon » et « La Noëveillard ».

C- Résultats

En conditions moyennes, les rejets des Roses et des Grandes Vallées n’atteignent jamais la zone de baignade de Montbeau. Le rejet de Montbeau, quant à lui, impacte la zone de baignade dans un rayon d’une cinquantaine de mètres autour du rejet. (Sur les figures, les zones bleues respectent la valeur guide pour le paramètre présenté, les zones bleues et vertes respectent la valeur impérative pour le paramètre présenté.)

Figure 2-14 : Zones d’influence des rejets étudiés en conditions moyennes (hauteur d’eau moyenne, scénario « moyen ») pour le paramètres E-Coli.

L’étude du scénario « extrême » montre le même résultat : les rejets des Roses et des Grandes Vallées n’impactent pas la zone de baignade de Montbeau, quel que soit le paramètre étudié (E-Coli ou entérocoques). Le rejet de Montbeau, en revanche, a une zone d’influence qui couvre quasiment toute la zone de baignade (cf ANNEXE 28). A proximité immédiate du rejet de Montbeau, on obtient des concentrations de l’ordre de 103 entérocoques/100 mL et 104 E-Coli/ 100mL en situation moyenne.

On remarque également que la zone d’influence du rejet de Montbeau dépend de la marée (cf. tableau ci-dessous).


Tableau 2-9 : Évolution de la zone d’influence du rejet de Montbeau en fonction des conditions modélisées.

Rejet Paramètre Scénario

Distance du rejet à partir de laquelle les seuils

guides de la directive sont respectés

Moyen Pleine mer : 40 mètres Basse mer : 110 mètres

Niveau moyen : 50 mètres E-Coli

Extrême 320 mètres

Moyen Pleine mer : 37 mètres Basse mer : 90 mètres

Niveau moyen : 50 mètres

Montbeau

Entérocoques

Extrême 25 mètres

La zone « déclassée » par le rejet de Montbeau varierait de 25 à 320 m selon le scénario étudié.

Le Canal de Haute Perche, situé à environ 2 km à l’est de Montbeau n’a pas d’impact sur la zone de baignade en conditions moyennes mais peut induire, selon le modèle, des teneurs en E. coli comprises entre 100 et 250 n/100 mL (cf ANNEXE 28).

Cependant il faut souligner que les épisodes de contamination du Canal correspondant au scénario « extrême » sont très rares (ce scénario correspond à la concentration la plus élevée mesurée sur le Canal entre 2005 et 2008).

D’après les résultats obtenus avec ce modèle, on distingue deux principaux rejets pouvant impacter la plage de Montbeau :

� Le rejet de Montbeau impacte la zone de baignade dès qu’il s’écoule, cependant, en raison de son faible débit, sa zone d’influence est limitée ;

� Le Canal de Haute Perche impacte la plage de Montbeau lors des épisodes de contamination majeurs en créant un bruit de fond de l’ordre de 200 E-Coli/100mL.

2.2.2.3 Utilisation d’un modèle hydrodynamique de dispersion des rejets

La modélisation hydrodynamique prend en compte de manière plus réaliste les mécanismes en jeu. Elle offre ainsi la garantie de calculs plus précis et permet par exemple d’identifier l’influence des conditions météo-océaniques sur le risque de contamination des eaux de baignade.

Le modèle utilisé ici est SEAMER 3D. Une description succincte du code, de l’emprise du modèle et des mailles de calcul est donnée en annexe de ce document (ANNEXE 29).

2.2.2.4 Scénarios modélisés


Les rejets pris en compte et les scénarios de rejet étudiés, sont les mêmes que ceux du modèle diffusif (un scénario moyen et un scénario extrême).

La localisation des rejets modélisés est présentée ci-dessus, de même que celle des points où sont examinés les résultats des simulations. Le modèle hydrodynamique donne la possibilité (contrairement au modèle diffusif) d’étudier plusieurs situations de vent et de marée. Les scénarios étudiés sont présentés en ANNEXE 30.

Afin de pouvoir travailler sur des valeurs stabilisées en moyenne, les calculs ont été effectués sur 6 cycles de marée soit 72 heures.

2.2.2.5 Résultats

L’examen des résultats des différents scénarios (cf ANNEXE 31) nous a permis d’identifier l’impact potentiel de chaque rejet étudié sur la zone de baignade de Montbeau, ainsi que les conditions météo-océaniques les plus à risque.

Tableau 2-10 : Influence des différents rejets étudiés sur la zone de baignade de Montbeau (résultats du modèle SEAMER 3D).

Impacte la zone de baignade de Montbeau Nom du rejet

Rejet moyen Rejet Extrême

Conditions météo-océaniques à risque

Roses Non Oui

(50N/100mL)

Vent d'ouest Trois premières heures du flot

Grand coefficient de marée

Montbeau Oui

(500N/100mL) Oui

(20000N/100mL) Trois premières heures du flot

Grand coefficient de marée Grandes Vallées Non Non /

Canal de Haute Perche

Non Oui

(50N/100mL)

Vent d'est Trois premières heures du flot

Grand coefficient de marée

Figure 2-15 : Position des rejets et des points de suivi du modèle.


Figure 2-16 : Dispersion des rejets étudiés en situation de rejet extrême et de vent d’ouest (concentrations maximales atteintes sur 72 h).

On observe que la composante résiduelle des courants de marée dans la zone est orientée vers l’est. Le Canal de Haute Perche est donc dévié dans cette direction et impacte peu la zone de baignade de Montbeau en conditions normales. Il peut impacter la zone de baignade lors de la conjonction d’un scénario de rejet extrême et d’un vent d’est. Il faut cependant préciser qu’une telle situation est très rare. Les vents d’est représentent seulement 6 % des vents observés en saison estivale sur la période 2005-2008. Le scénario de rejet extrême est lui aussi très rare puisque des concentrations de cet ordre de grandeur n’ont été observées que deux fois sur la période 2005-2007 (deux mesures sur les 36 effectuées durant cette période).

La modélisation permet aussi de mettre en évidence l’impact potentiel du rejet des Roses. L’utilisation du modèle purement diffusif de Saunier avait conduit à la conclusion que ce rejet n’atteignait pas la zone de baignade. Or, la modélisation hydrodynamique montre qu’il existe un risque lors d’un scénario de vent d’ouest : le panache du rejet des Roses est alors rabattu vers la zone de baignade. Ce rejet n’entraine pas de déclassement de la qualité de l’eau de la plage de Montbeau mais crée un bruit de fond qui peut participer à un déclassement si une autre source de pollution (par exemple le rejet de Montbeau) s’y ajoute.

Enfin, d’une manière générale, on observe que la pollution est influencée par les cycles de marée, le pic de pollution étant observé lors des trois premières heures du flot. Les petits coefficients de marée limitent l’impact des pollutions en limitant l’excursion des panaches polluants : les rejets distants de la zone de baignade ont alors moins d’impact.

Dans l’étude du risque potentiel de pollution, l’utilisation d’un modèle purement diffusif permet d’avoir une idée de l’impact relatif de chaque rejet et de son aire


d’influence. Cependant, ce modèle ne permet pas d’étudier l’impact des conditions météo-océaniques qui jouent pourtant un grand rôle dans la dispersion des pollutions.

Un modèle hydrodynamique 3D permet de prendre en compte les facteurs marée, vent, houle et de bien reproduire l’évolution temporelle du panache. Il apporte d’avantage de conclusions sur les périodes de contamination, les situations météorologiques à risque, les zones d’influences des rejets distants et la durée de la contamination. Néanmoins, il nécessite une campagne métrologique en vue de sa validation et pour lui fournir des données d’entrée suffisamment précises.

Dans les cas où aucun rejet distant ne serait susceptible d’impacter la zone de baignade, une telle modélisation n’est en revanche pas justifiée.

2.2.3 Etude du risque avéré

Il s’agit ici d’étudier les épisodes de contamination passés afin de mettre en évidence d’éventuelles conditions météo-océaniques à risque ou d’identifier les sources de pollution à l’origine de la contamination.

L’évaluation du risque avéré se base sur l’analyse des données acquises par la DDASS pendant les saisons balnéaires de 2005 à 2008. Dans le cas où une campagne métrologique complémentaire sur la qualité de l’eau de baignade aurait été effectuée, les mesures issues de cette campagne doivent être prises en compte.

La bibliographie montre que les dysfonctionnements des systèmes d’assainissement sont responsables de la contamination microbiologique des eaux de baignade dans plus de 50% des cas. Cependant, on remarque également qu’une proportion non négligeable des épisodes de pollution a une cause indéterminée.

Figure 2-17 : Répartition des différentes causes de pollution des eaux

de baignade. (Source : L’Eau, l’Industrie, les nuisances N°322).

L’étude du risque avéré présentée ici est celle de la plage de Montbeau à Pornic, dont le risque potentiel de pollution a été étudié plus haut.

2.2.3.1 Identification de l’impact relatif avéré de chaque rejet

Les rejets identifiés (cf cartes dans la partie 2.2.2) étant presque tous (sauf le rejet des Roses) situés sur une plage, la comparaison des données DDASS obtenues sur plusieurs plages, peut donner une première idée de la localisation de la (ou des) source(s) de pollution.


On constate que lors des épisodes de contamination de la plage de Montbeau, les autres plages, que ce soit celles situées à l’ouest (les Sablons) ou à l’est de Montbeau (les Grandes Vallées, la Noëveillard) ne présentent aucun signe de contamination bactériologique.

Tableau 2-11 : Mise en parallèle des épisodes de contamination de Montbeau et de la qualité bactériologique des plages contigües.

Les

Sablons Montbeau Grandes Vallées Noeveillard

DATE EC EI EC EI EC EI EC EI 06/09/05 15 15 144 15 61 15 15 15 03/07/06 15 15 197 177 15 15 15 15 22/08/06 15 15 272 127 77 46 61 15 03/07/07 61 15 412 126 353 77 15 15 23/07/07 15 15 109 92 161 61 46 15 09/08/07 15 15 126 61 15 15 15 15 05/06/08 15 94 712 309 110 15 15 15 23/07/08 15 30 77 253 15 15 15 15

Seule la plage des Grandes Vallées présente des contaminations concomitantes à celles de Montbeau. Les niveaux observés sont globalement supérieurs sur la plage de Montbeau.

Ces constatations orientent donc vers des sources locales de pollution pour la plage de Montbeau. Des tests de corrélation entre la qualité de l’eau de baignade de la plage de Montbeau et la qualité des rejets ne montrent cependant pas de corrélation significative (cf. ANNEXE 32). Cela peut être dû au fait que les analyses des rejets par la DDEA et celles des eaux de baignade par la DDASS sont faites le plus souvent à un ou deux jours d’intervalle. Le test de corrélation n’a été fait pour le rejet des Roses car les dates d’analyses (DDEA et DDASS) ne coïncidaient que pour deux mesures.

2.2.3.2 Influence des conditions météo-océaniques

Pour étudier l’influence des conditions météo-océaniques sur la qualité de l’eau de baignade de Montbeau, nous avons mis en parallèle les données historiques de la DDASS avec les données climatiques (pluie, vent) et océaniques (coefficient de marée).

A- Corrélations visuelles

La mise en regard des mesures DDASS et des conditions météo-océaniques des jours de mesures peut permettre d’approcher les conditions météo-océaniques « à risque ».

On remarque tout d’abord que, sur 39 mesures de la DDASS entre 2005 et 2008, on dénombre 9 épisodes de contamination (concentration en E-Coli ou entérocoques intestinaux supérieure à 100 n/100mL) de l’eau de baignade.


Tableau 2-12 : Épisodes de contamination de la plage de Montbeau et conditions météorologiques correspondantes.

Concentrations

en germes Conditions météorologiques

DATE EC EI COEFF PJ PV PAV DIR VENT

vitesse du vent (m/s)

06/09/05 144 15 86 0 6.9 0.8 ESE 4.33 03/07/06 197 177 47 3.5 5 0 SSE 3.2 22/08/06 272 127 69 0 0.2 0 OSO 4.62 06/09/06 176 15 86 0 0 0 NE 2.91 03/07/07 412 126 80 2.4 4.8 1.1 OSO 8.46 23/07/07 109 92 37 7.1 11 1 SSO 5.79 09/08/07 126 61 52 0 1 0 N 3.46 05/06/08 712 309 97 0 2 0 ONO 3.9 23/07/08 77 253 78 0 0 0 ENE 4

La pluviométrie (du jour : PJ, de la veille : PV, de l’avant-veille : PAV) ne semble pas reliée à la qualité de l’eau de la plage de Montbeau : les plus gros épisodes de contamination ont eu lieu en temps sec ou peu pluvieux (05/06/08 et 23/07/08) et des périodes de fortes pluies (23/07/07 et 06/09/05) peuvent correspondre à une contamination très modérée de l’eau de baignade. Les exutoires pluviaux étant équipés de prises de temps secs, les contaminations par temps sec de la plage de Montbeau ne peuvent leur être imputées. Les flux rejetés par ces émissaires peuvent ainsi expliquer les épisodes de contamination de 2007 et 2006 mais pas ceux de 2008 qui se sont produits en absence de pluie.

L’influence de la direction du vent est difficile à déterminer. Les mesures réalisées par vent de secteur ouest présentent des traces de contamination bactériologique mais ce régime de vent est fréquent et ne semble pas systématiquement entrainer des contaminations.

Pour évaluer si les tendances observées sont significatives ou non, une analyse statistique a été conduite.

B- Analyse statistique

Nous avons effectué une ACP (Analyse en Composantes Principales) dans l’idée de mettre évidence des corrélations entre les teneurs en germes mesurées et les conditions météorologiques.

Dans le détail, les corrélations entre les concentrations en germes et les variables correspondant aux conditions météo-océaniques (cf. ANNEXE 33) ne sont significatives que pour les entérocoques intestinaux et la pluie du jour même (le coefficient de corrélation est cependant faible : 0.352).

Cette analyse ne nous permet donc pas de mettre en évidence une quelconque corrélation solide entre les variables étudiées, probablement en raison de l’absence


de données acquises pendant la fermeture des plages, du nombre élevé de variables et limité de mesures.

La moindre efficacité de l’outil statistique dans la détermination des conditions météo-océaniques à risque est à imputer au grand nombre de variables à étudier (une dizaine entre la pluie des jours précédant la mesure et du jour de la mesure, la vitesse et la direction du vent, le coefficient de marée,…) et au manque de répétition des mesures bactériologiques. En effet, la plupart du temps on dispose d’environ 40 mesures (données DDASS sur 4 saisons balnéaires). Sur ces 40 mesures, une dizaine au maximum présente des traces de contamination. On dispose donc au final de dix épisodes de contamination pour étudier l’impact de dix variables climatiques, ce qui est insuffisant.

On peut de plus noter que les données météo utilisées pour effectuer les corrélations proviennent de stations Météo France situées à plusieurs kilomètres de la zone d’étude. Les précipitations étant un phénomène très local, il est possible que les précipitations étudiées ne reflètent pas exactement la réalité des précipitations sur la zone d’étude. Ce facteur peut aussi jouer dans la difficulté d’établir des corrélations. Pour quantifier précisément le risque lié aux épisodes pluvieux ainsi que dans une optique de gestion active de la baignade (fermeture éventuelle de la baignade au dessus d’une certaine hauteur de pluie), il est plus pertinent de se baser sur des mesures locales (mise en place de pluviomètres sur la zone d’étude).

2.3 Synthèse et mesures de gestion Suite au diagnostic, on doit parvenir à une synthèse où seront hiérarchisées les sources de pollutions potentielles de la zone de baignade ainsi que la fréquence et la durée potentielle des contaminations liées à chaque source.

La compilation de ces données et des données rassemblées lors de la phase d’état des lieux doit, pour répondre aux exigences de la directive, être présentée sur deux pages et être affichée à proximité de la zone de baignade. Un exemplaire d’un tel résumé est présenté en annexe (ANNEXE 34).

Le bureau d’études doit également proposer des mesures de gestion pour remédier aux pollutions constatée. On distingue deux types de mesures de gestion préconisées en conclusion d’un profil de baignade :

� Des mesures de gestion à long terme qui visent à réduire la charge en pollution de la zone de baignade. Ces mesures de gestion peuvent être des travaux sur le réseau d’assainissement (installation de bâches tampon sur les postes de relèvement des eaux usées par exemple), l’installation d’un traitement tertiaire afin de diminuer la charge bactériologique d’un rejet d’épuration, l’installation de stations de vidange des eaux noires des camping-cars ou des bateaux de plaisance, la limitation de l’imperméabilisation afin de diminuer les rejets pluviaux,…


� Des mesures de gestion à court terme qui visent à réduire l’exposition des usagers à la pollution. Ces mesures de gestion sont mises en application dans le cas où une situation identifiée comme étant à risque pour qualité des eaux de baignade se produit. Il s’agit alors, par exemple, de fermer préventivement la plage pendant le temps supposé de la contamination, ou alors de faire des analyses de qualité de l’eau de baignade afin d’évaluer si la fermeture de la baignade est nécessaire.

Dans ce cas, il est nécessaire pour les collectivités de bénéficier de méthodes d’analyse rapides. Les méthodes d’analyses homologuées à l’heure actuelle donnent en effet des résultats en 36 à 48h (méthodes NF EN ISO 9308-3 et 7899-1 basées sur la culture des bactéries et le dénombrement des UFC : Unités Formant Colonie). Lorsqu’un épisode de pollution est détecté, il est donc trop tard pour limiter l’exposition des baigneurs. De nouvelles méthodes d’analyse rapide ont donc été mises en place par différentes entreprises :

� Méthode enzymatique ColiPlage de VEOLIA basée sur la mesure de l’activité enzymatique spécifique d’E-Coli (Résultats en moins de 2h).

� Méthode PCR de SAUR : méthode GenSpot basée sur la quantification des ARN spécifiques des bactéries à détecter.

� Méthode de Suez Environnement MER : Méthode enzymatique rapide.

Ces tests coûtent cher (environ 100 euros par mesure) mais certaines communes sont prêtes à en payer le prix pour préserver leur image et assurer la qualité sanitaire de leurs zones de baignade. Ces méthodes permettent aux communes qui les utilisent d’effectuer des mesures le matin et de décider de la fermeture éventuelle de la baignade avant 9h, heure du début de la surveillance (pour les plages qui sont surveillées). Les résultats issus de ces méthodes ne sont cependant pas pris en compte pour le classement des baignades, en effet, seules les méthodes de dénombrement utilisées par les DDASS sont homologuées. (Guyard C., 2009)

La gestion active de la qualité des eaux de baignade peut aussi être basée sur des systèmes de prévision, basés sur des modèles terrestres de réseaux, couplés à des modèles hydrodynamiques de dispersion des rejets. C’est le cas notamment du système QualiCôte de prévision de la qualité des eaux de baignades, développé conjointement par Safege et ActiMar et exploité par la Lyonnaise des Eaux sur les plages de Cannes.


Figure 2-18 : Interface du système QualiCôte de gestion active des eaux de baignade (source : Safege)


3 Retour d'expérience sur la réalisation des profils de baignade

3.1 Modifications apportées aux cahiers des charges A l’issue de la phase de test, les différents cas de figure observés sur les sites pilotes nous ont amenés à modifier les cahiers des charges (cf ANNEXE 35).

3.1.1 Possibilité de regrouper plusieurs baignades

La description du contexte géomorphologique, économique et météo-océanique de la zone d’étude se fait à une échelle bien plus grande que celle de la zone de baignade : les informations utilisées (carte géologique, données de l’INSEE, données Météo-France, banque HYDRO…) sont à l’échelle de la commune, du département, voire de la région. En conséquence, il paraît pertinent, dans le cadre de la réalisation des profils de baignade de plusieurs plages d’une même zone, d’effectuer une phase « état des lieux » commune.

Un profil commun à plusieurs zones de baignade pourra être réalisé pour des zones de baignade proches les unes des autres, dépendant du même contexte hydrodynamique et influencées par les mêmes sources de pollution. Dans ce cas de figure, le type de profil appliqué à ces zones de baignade sera le plus complexe.

3.1.2 Cahier des charges de type 1

Concernant la partie diagnostic du profil de baignade, l’accent a été mis sur le risque potentiel et la nécessité de réaliser une analyse et une hiérarchisation de toutes les sources de pollution même en cas de type 1. Par ailleurs, la possibilité d’utiliser un modèle simple de dispersion des rejets a été ajoutée.


Le cahier des charges de type 2 est adéquat lorsque la plage présente un risque avéré de pollution et que les objectifs du profil peuvent être atteint à l’aide de mesures.

La définition du protocole de mesure a été laissée au prestataire afin que l’ensemble des particularités de la zone puisse être pris en compte. En effet, la définition à priori d’une campagne de mesure ne semble pas adaptée aux multiples situations des zones de baignade (manques dans les mesures existantes, nombre de mesures à effectuer). Les mesures seront effectuées à l’issue de la phase état des lieux et avant la phase de diagnostic dans le cadre de la réalisation du profil.

L’analyse du risque avéré et potentiel ainsi que la hiérarchisation des sources de pollution sera effectuée à partir des données recueillies. Un modèle simple de dispersion des rejets pourra être ajouté.



Le type 3 initial préconisait une modélisation terrestre ET hydrodynamique. A l’issue de la phase de test, il est apparu que cela ne correspondait pas à la variété des situations complexes du littoral Loire-Bretagne. C’est pourquoi trois cahiers des charges de type 3 « modulaires » ont été conçus. Ces cahiers des charges ont la même base mais ne font pas intervenir les mêmes outils :

� le type « 3 hydrodynamique » préconise l’utilisation d’un modèle hydrodynamique de dispersion des rejets pour répondre aux objectifs du profil

� le type « 3 terrestre » préconise l’utilisation de modèle(s) terrestre(s)

� le type « 3 complet » préconise l’utilisation des modèles terrestres et hydrodynamiques

Lorsque le modèle hydrodynamique est choisi, une campagne de mesures des courants peut être nécessaire, le protocole de cette campagne est à définir par le prestataire afin que d’éventuelles mesures existantes et l’ensemble des particularités de la zone puissent être pris en compte.

3.1.5 Critères de choix des cahiers des charges

Les critères déterminant le choix du profil de type 1 restent inchangés : le profil de type 1 correspond à une zone de baignade où le risque de pollution n’est pas avéré (classement stable et pas de dépassement des valeurs seuils de la nouvelle directive).

Les critères permettant de choisir entre le profil de type 2 ou de type 3 étaient basés sur le nombre de rejets de la zone d’étude. L’introduction d’une seconde zone d’étude (la zone d’étude générale) rend le critère du nombre de rejets peu discriminant : avec une zone plus large on a quasiment systématiquement un contexte de rejets multiples et donc un CCTP de type 3. Nous avons donc modifié ces critères.

3.1.5.1 Nécessité d’une modélisation hydrodynamique

Dans le cas de rejets directs dans la zone de baignade, malgré la multiplicité des rejets, on est certain que ces rejets impactent la zone de baignade il n’est donc pas nécessaire de préconiser une modélisation hydrodynamique et donc un cahier des charges de type 3. Une métrologie sur les rejets et des calculs de flux suffisent à les hiérarchiser.

La modélisation hydrodynamique nous a paru en revanche indispensable dans le cas de rejets distants. Une telle modélisation est en effet la seule solution qui permet de savoir si le rejet peut impacter la zone de baignade et dans quelles conditions.

Nous avons décidé de ne prendre en compte que les rejets distants liés à un dysfonctionnement. Ainsi, les postes de relèvement des eaux usées et les ANC défaillants.

La figure suivante présente la méthode de choix d’une modélisation hydrodynamique.


Figure 3-1 : Critères de choix d’une modélisation hydrodynamique.

3.1.5.2 Nécessité d’une modélisation de réseau

A l’issue de la phase de test, la modélisation de réseau s’est avérée nécessaire dans le cas de réseaux d’assainissement « complexes » (cas rencontré à Pornic avec les prises de temps sec reliant le réseau pluvial au réseau d’assainissement ou à Etables-sur-Mer avec un réseau semi-séparatif), pour lesquels une simple campagne métrologique ne permettrait pas de caractériser les rejets de manière satisfaisante.

Dans le cas de réseaux séparatifs simples, des calculs de débit couplés à des campagnes de métrologie (concentration bactérienne et débit) sur les rejets permettent d’obtenir une bonne appréciation des flux en provenance des différents exutoires pluviaux. Les défaillances du réseau d’eaux usées (seuil de débordement des postes de relèvement) doivent normalement être étudiées dans le cadre d’un schéma directeur d’assainissement et ne justifient donc pas d’effectuer une modélisation dans le cadre d’un profil de baignade.

Dans les cas de réseaux « complexes », c’est à dire unitaires ou semi-séparatifs, comportant des ouvrages qui compliquent les calculs et les mesures de débit aux exutoires, une modélisation de réseau est utile pour pouvoir appréhender correctement les facteurs qui règlent les débits et les concentrations aux exutoires. Cette modélisation devra être couplée à une campagne métrologique.

La figure suivante présente les critères de choix d’une modélisation de réseau.

Y a-t-il des rejets permanents (sauf ANC) en dehors de la plage dans une limite de 4 km?

Y a-t-il des exutoires pluviaux en dehors de la plage dans une limite de 500m?

Rejets distants (modélisation hydrodynamique nécessaire)

Pas de rejets distants (modélisation hydrodynamique

non nécessaire)

non

oui non

oui


Figure 3-2 : Critères de choix d’un cahier des charges de type 3 avec modélisation de réseau.

3.2 Coût de réalisation des différents profils Le coût des profils de baignade devra être supporté par les communes. Dans certains cas, celles-ci pourront recevoir un soutien financier de l’Agence de l’Eau Loire-Bretagne. Ce soutien est indispensable, en effet, le coût de réalisation d’un profil peut être prohibitif pour une petite commune littorale.

Le tableau suivant présente une évaluation des coûts de réalisation des différents profils (ces coûts ne prennent pas en compte les éventuelles campagnes métrologiques qui devront faire l’objet d’un marché séparé).

Tableau 3-1 : Coût de réalisation des différents types de profils (source : communication personnelle).

Type de profil Coût de réalisation Type 1 entre 5000 et 10000 euros Type 2 Entre 10000 et 20000 euros Type 3 Plus de 20000 euros

La variation de prix entre les types 1 et les autres types de profil est principalement due à la quantité d’information à traiter qui sera plus importantes dans le second cas. Cs profils comprennent en effet des campagnes métrologiques dont il faudra exploiter les résultats. Le profil 3, le plus cher, doit son coût au fait qu’il est très consommateur en temps. En effet, la mise en œuvre d’un modèle (métrologie préalable, calage) et l’exploitation des résultats issus de la modélisation rallongent encore le temps d’étude nécessaire à la réalisation du profil.

Le réseau d'assainissement est-il unitaire ou partiellement unitaire?

Les réseaux sur le bassin versant de la plage sont-ils équipés d'ouvrages hydrauliques singuliers?

Réseau unitaire et/ou ouvrages singuliers

(modélisation terrestre nécessaire)

Pas de réponse non linéaire à la pluie (modélisation terrestre non nécessaire)

non

oui non

oui


Etant donné la grande variation de coûts observée entre le profil de type 1 et le profil de type 3, on voit l’importance pour les communes d’identifier précisément le type de profil le plus adapté.

3.3 De nombreux freins à la réalisation satisfaisante des profils ont été identifiés D’une manière générale, les données nécessaires à la réalisation des profils de baignade sont très éparpillées. Certaines données sont très générales et couvrent toute une région (carte géologiques par exemple) alors que d’autres données sont à l’échelle très locale (localisation des ANC du bassin versant de la plage par exemple).

Cette différence d’échelle implique un temps d’analyse et de recoupement des données important.

3.3.1 Insuffisance des jeux de données disponibles sur chaque site

Étant données les multiples sources sollicitées pour l’obtention des données (DDASS, DDEA, commune, Exploitant du réseau,…), les délais de transmission ont été très longs (une semaine à un mois) et il a été nécessaire de relancer parfois à plusieurs reprises.

Les organismes possesseurs des données sont parfois mal connus, ce qui entraîne une perte de temps conséquente.

3.3.1.1 Forme des données

La réalisation d’un SIG est primordiale pour appréhender le fonctionnement de la zone d’étude, les sources potentielles de pollution et l’impact potentiel qu’elles peuvent avoir sur la zone de baignade. Dans ce but, nous avons demandé, pour chaque commune, de nombreux plans afin de localiser différentes sources potentielles de pollution. Les plans obtenus étaient parfois sous format électronique compatible avec le SIG ArcView (plans de réseau au format AutoCAD), parfois sous format papier ou .pdf.

Le manque de compatibilité entre les données qui nous ont été fournies et le SIG ArcView réalisé dans le cadre des profils de baignade a rendu l’exploitation de certaines données très coûteuse en termes de temps.

3.3.1.2 Données manquantes

Sur chaque commune, des documents, y compris de nature réglementaire, n’ont pu nous être fournis, étant en cours d’élaboration ou inexistants. Sur les cinq sites pilotes, aucun ne disposait de tous les documents réglementaires nécessaires à la réalisation des profils de baignade.

Certaines données, inexistantes dans certaines communes, sont cependant indispensables à la réalisation du profil de baignade. Nous avons donc été obligés


d’effectuer des tâches qui ne font pas partie de la réalisation d’un profil de baignade (localisation des ANC défaillants, délimitation et caractérisation des bassins versants correspondant aux exutoires pluviaux, …).

Ces tâches sont très consommatrices en temps de travail et auraient dû être réalisées dans le cadre d’études réglementaires indépendantes du profil de baignade.

L’existence des documents réglementaires est donc une condition indispensable à la bonne réalisation des profils de baignade, notamment :

� schéma directeur d’assainissement (ou étude diagnostic de réseau) ;

� schéma directeur pluvial ;

� rapport de contrôle de l’ANC.

3.3.1.3 Caractérisation des rejets

Cette phase a été l’une des plus ardues. N’ayant pas réalisé de campagne de mesure, nous ne pouvions nous baser que sur les données existantes.

D’une manière générale, les données sur les rejets (aussi bien ponctuels que diffus) sont très succinctes. Selon les sites d’étude, les données collectées sur ces rejets ne nous ont globalement pas permis de les caractériser avec une précision suffisante. Les manques identifiés sur les différents sites d’étude sont les suivants :

� Pas de mesure de concentration et/ou débit : parfois le suivi est constitué d’un simple test de contamination par les eaux usées (présence/absence de traces d’eaux usées détectées à l’aide d’un test NH4), dans d’autres cas, si les concentrations en germes sont mesurées, le débit du rejet au moment de la mesure n’est pas connu. Pour les postes de relèvement en particulier, même lorsqu’un dispositif de télésurveillance est en place, les débits rejetés lors des débordements des postes de relèvement ne sont pas connus.

� Peu de mesures en saison balnéaire (4 par saison balnéaire, au maximum). Etant donné la forte variabilité de la concentration en germes des différents rejets, des mesures plus fréquentes sont nécessaires pour évaluer de manière pertinente les flux en provenance de ces rejets.

� Aucune information disponible sur les rejets diffus (agriculture, ANC).

Le schéma directeur pluvial aurait théoriquement pu pallier le manque de mesures de débit sur les exutoires pluviaux. En effet, dans un tel schéma, on étudie la réponse du réseau à des épisodes pluvieux donnés. Cependant, les temps de retour des précipitations étudiées dans le schéma directeur pluvial ne sont pas adaptés à la réalisation du profil de baignade. Les pluies étudiées sont en effet les pluies décennales ou de temps de retour deux ans au minimum. Les schémas directeurs d’assainissement pluvial ne fournissent donc pas les débits aux exutoires pour des précipitations de faibles temps de retour.

Etant donné le manque de données général sur la plupart des sites, il semble qu’une campagne de mesures est indispensable, pour connaître les flux en micro-organismes des rejets et les hiérarchiser.


3.3.2 Difficulté de coordination entre les acteurs

L’étude sur les profils de baignade étant réalisée pour le compte de l’Agence de l’Eau Loire-Bretagne, les relations avec les communes et les différents acteurs de la gestion des eaux de baignade n’a pas toujours été simple.

Nous ne savions pas quel serait le retour donné aux communes sur cette étude. Certaines communes, très avancées dans la gestion de leur eaux de baignade se sont très peu intéressées à l’étude de l’Agence de l’Eau Loire-Bretagne et n’ont donc pas été très coopératives (délais dans la transmission des données, informations non communiquées).

D’autres communes, peu avancées sur le plan de la gestion de leurs eaux de baignade, attendaient une réalisation complète du profil de baignade du site pilote situé sur leur commune. Or, l’étude consistait uniquement à effectuer un test de réalisation pour le comte de l’Agence de l’Eau. Ce point a dû être reprécisé à plusieurs reprises et a occasionné une grande déception auprès des communes concernées.

Certains acteurs ont mené une étude semblable en parallèle de celle de l’Agence de l’Eau Loire-Bretagne. Il a donc fallu se coordonner avec ces acteurs (DDASS du Morbihan et Syndicat Mixte Environnemental du Goëlo et de l’Argoat) pour ne pas solliciter les organismes détenteurs de données à deux reprises.

Au sein du comité de pilotage de l’étude, de nombreuses visions des profils de baignade s’affrontent. L’un des points de débat concerne notamment l’intégration des zones de pêche à pied dans les profils de baignade. Certains acteurs souhaitent ainsi que la vulnérabilité d’une zone de pêche à pied soit étudiée dans le cadre du profil de baignade de la plage située à proximité (si cela est le cas). Cette démarche pose problème, en effet, les coquillages ont une réponse différente aux pollutions car ils sont capables d’accumuler les germes. De plus, la pêche à pied est répartie tout au long de l’année alors que la problématique « baignade » est concentrée durant la saison estivale. Ces aspects ont conduit à ne pas intégrer, pour l’instant, les zones de pêche à pied dans les profils, cependant, ce point fait toujours débat.

Enfin, la coordination entre les différentes Agences de l’Eau sur le sujet des profils de baignade semble inexistante. Ainsi, l’Agence de l’Eau Seine-Normandie, a une vision des profils de baignade à beaucoup plus grande échelle et met en œuvre des moyens considérables pour caractériser et supprimer les sources de pollution (modèle hydrodynamique à grande échelle, modèles de bassins versants).


CONCLUSION ET PERSPECTIVES

L’objectif des profils de baignade : recenser, et hiérarchiser les sources potentielles de pollution des baignades et proposer des mesures de gestion est ambitieux mais nécessaire pour préserver les multiples usages des zones littorales, en particulier les usages touristiques et la conchyliculture.

Les sources de pollution sont souvent nombreuses de natures très diverses. La distinction de trois niveaux de réalisation des profils de baignade permettra d’utiliser les outils appropriés au niveau de complexité des contextes de pollution des zones de baignade.

Cependant, cette étude a permis de mettre en évidence le fait que de nombreux documents réglementaires, indispensables à la réalisation des profils de baignade (schémas directeurs d’assainissement, diagnostics de l’assainissement non collectif), sont inexistants. Les informations permettant de hiérarchiser les différentes sources de pollution sont de plus insuffisantes dans l’état actuel des choses. Ce constat est d’autant plus préoccupant que l’échéance de réalisation des profils de baignade est très courte : ceux-ci doivent être réalisés pour mars 2011. On peut donc se demander si les communes seront capables de réaliser leurs profils dans de bonnes conditions dans ce laps de temps.

La réalisation des profils de baignade représente de plus un investissement conséquent pour les communes. Il ne faut cependant pas oublier que le profil de baignade n’a d’intérêt que s’il est suivi de mesures de gestion des pollutions à court et à long terme. Les coûts engendrés par ces mesures de gestion viendront s’ajouter au coût de réalisation du profil. Le soutien financier aux communes, notamment par l’Agence de l’Eau Loire-Bretagne, sera alors déterminant dans l’atteinte des objectifs de réduction des sources de pollution.

La réalisation des profils de baignade semble être l’occasion de réunir tous les acteurs de la gestion de l’eau afin de faire un bilan, zone par zone, des documents réglementaires manquants. La gestion des sources de pollution situées en amont des bassins versant impliquera de plus la nécessité d’une coopération à une échelle bien plus grande que celle des communes littorales.

On peut cependant regretter que le profil de baignade se focalise uniquement sur le risque de pollution bactériologique. L’étude détaillée de toutes les sources de pollution d’une zone permet en effet d’étudier d’autres aspects tels que la pollution par les nitrates et phosphates, le risque d’eutrophisation, la présence de micropolluants (pesticides, produits isssus des carénages de bateaux)…Si ces substances ne font pas l’objet d’une surveillance dans le cadre de la nouvelle directive sur les eaux de baignade, elles impactent néanmoins les milieux naturels. Les récentes marées vertes observées en Baie de Saint-Brieuc montrent que ces substances peuvent également interférer fortement avec les usages du littoral.


TABLE DES ILLUSTRATIONS

Figure 1-1 : Comparaison des critères utilisés pour le classement des eaux de baignade entre l’ancienne directive et la nouvelle directive 2006/7/CE. ....................2

Figure 1-2 : Répartition du classement de la qualité des eaux de baignade côtières d’après la directive actuelle et la nouvelle directive (source : Surfrider Foundation Europe)..................................................................................................3

Figure 1-3 : Zones de compétence des différentes agences de l’eau. (Source : Agence de l’Eau Seine Normandie) ..........................................................................4

Figure 1-5 : Logigramme présentant le choix du type de cahier des charges en fonction du contexte de la zone de baignade. ............................................................7

Figure 2-2 : Délimitation des zones d’étude de la plage de Kerbourgnec (Saint-Pierre-Quiberon, 56)............................................................................................... 11

Figure 2-3 : Evolution des trois paramètres bactériologiques suivis sur la période 2000-2008. 13

Figure 2-4 : Sources de pollution potentielles de la plage du Moulin à Etables-Sur-Mer. 15

Figure 2-5 : Bassin versant de la Vie (source : BD Carthage IGN.)......................... 17

Figure 2-6 : Localisation des sous-bassins versants étudiés et de leurs exutoires respectifs. 20

Figure 2-7 : Historique des volumes entrants 2007 (source VEOLIA rapport annuel du délégataire 2007). .............................................................................................. 25

Figure 2-8 : Bilan de fonctionnement du poste de Kerbourgnec sur l’année 2000 (Source SAUR) 28

Figure 2-9 : Construction de la bâche tampon de Kerbourgnec. (source : Rapport annuel du délégataire 2007, SAUR) .......................................................... 29

Figure 2-10 : Localisation des assainissements non collectifs non conformes sur le bassin versant de la plage de Théolen.................................................................. 31

Figure 2-11 : Evolution sur un mois de la quantité d’E-Coli présentes sur les pâturages du bassin versant de Theolen. ................................................................. 34

Figure 2-13 : Localisation et photos des exutoires pluviaux situés à proximité de Montbeau. 38

Figure 2-14 : Zones d’influence des rejets étudiés en conditions moyennes (hauteur d’eau moyenne, scénario « moyen ») pour le paramètres E-Coli. ............................ 39


Figure 2-16 : Dispersion des rejets étudiés en situation de rejet extrême et de vent d’ouest (concentrations maximales atteintes sur 72 h)............................................. 42

Figure 2-17 : Répartition des différentes causes de pollution des eaux de baignade. (Source : L’Eau, l’Industrie, les nuisances N°322). ................................. 43

Figure 2-18 : Interface du système QualiCôte de gestion active des eaux de baignade (source : Safege) 48

Figure 3-1 : Critères de choix d’une modélisation hydrodynamique........................ 51

Figure 3-2 : Critères de choix d’un cahier des charges de type 3 avec modélisation de réseau. 52

Figure 2-30 : Cercle des corrélations de l’ACP et répartition du nuage de point selon les axes sélectionnés.................................................................................... 105


TABLE DES TABLEAUX

Tableau 2-1 : Type de cahier des charges à appliquer sur chaque site test. ................9

Tableau 2-2 : Evolution potentielle du classement de la plage de Théolen dans les prochaines années................................................................................................... 14

Tableau 2-3 : Flux microbiologiques en provenance de la Vie. ......................... 18

Tableau 2-4 : Estimation du flux bactérien en provenance des rejets pluviaux situés à proximité de Montbeau. ............................................................................. 20

Tableau 2-5 : Calcul de l’intensité des épisodes pluvieux entrainant l’auto-curage des conduites des bassins versants étudiés. (Méthode de Manning-Strickler en conduite partiellement remplie avec 100 mm de hauteur d’eau). ........................................... 22

Tableau 2-6 : Calcul des hauteurs de précipitation entraînant la saturation des prises de temps sec. ................................................................................................ 22

Tableau 2-7 : Flux microbiologiques en provenance de la STEP d’Etables-sur-Mer en saison estivale (données 2005-2008)........................................................... 25

Tableau 2-8 : Calcul des flux bactériens journaliers sur les prairies du bassin versant de Theolen ................................................................................................. 33

Tableau 2-9 : Évolution de la zone d’influence du rejet de Montbeau en fonction des conditions modélisées............................................................................................. 40

Tableau 2-10 : Influence des différents rejets étudiés sur la zone de baignade de Montbeau (résultats du modèle SEAMER 3D). ...................................................... 41

Tableau 2-11 : Mise en parallèle des épisodes de contamination de Montbeau et de la qualité bactériologique des plages contigües. ......................................................44

Tableau 2-12 : Épisodes de contamination de la plage de Montbeau et conditions météorologiques correspondantes. .......................................................................... 45

Tableau 3-1 : Coût de réalisation des différents types de profils (source : communication personnelle)................................................................................... 52


TABLE DES ANNEXES

Annexe 1 Calendrier d’application de la directive 2006/7/CE sur les eaux de baignade

Annexe 2 Proportion de déclassement des plages par département du littoral Loire-Breagne suite à l’application de la nouvelle directive sur les eaux de baignade

Annexe 3 Les différents acteurs de la gestion de l’eau en France

Annexe 4 Comparaison des trois types de cahiers des charges à l’issue de la première phase de l’étude

Annexe 5 Logigramme permettant de déterminer le contexte de pollution

Annexe 6 Logigramme permettant de déterminer le contexte de rejets de la zone étudiée (à l’issue de la phase 1 de l’étude)

Annexe 7 Contenu de la phase d’état des lieux du profil de baignade et exemple d’application

Annexe 8 Liste de documents à récupérer auprès des communes

Annexe 9 Bilans des phases d’état des lieux sur les sites pilotes : cartes des sources potentielles de pollution des zones de baignade

Annexe 10 Paramètres physiques, chimiques et biologiques influençant la survie des germes en milieu marin

Annexe 11 Classement de la plage de Theolen selon l’ancienne directive et la nouvelle directive

Annexe 12 Détail du suivi bactériologique de l’eau de la plage de Théolen de 2000 à 2008

Annexe 13 Moyenne mobile d’ordre N : formule

Annexe 14 Calcul du débit de la Vie à Saint-Gilles-Croix-de-Vie

Annexe 15 Localisation du point de mesure « embarcadère Yeu » de la DDEA sur la Vie

Annexe 16 Evaluation des volumes rejetés par les exutoires pluviaux de la zone d’étude de la plage de Montbeau à Pornic (méthode rationnelle)

Annexe 17 Calcul du flux journalier moyen en provenance d’un rejet


Annexe 18 Influence des précipitations sur la qualité du rejet pluvial de Montbeau (test de corrélation de Pearson)

Annexe 19 Méthode de Manning-Strickler en conduite partellement remplie

Annexe 20 Filière de traitement de la station d’épuration d’Etables-sur-Mer

Annexe 21 Influence de la pluviométrie sur les épisodes de trop-plein du poste de relèvement de Kerbourgnec (test de Pearson)

Annexe 22 Calcul de la hauteur de pluie entrainant la saturation du poste de relèvement de Kerbourgnec

Annexe 23 Méthode de Kirpich pour le calcul des temps de concentration des petits bassins versant agricoles

Annexe 24 Calcul de la concentration du rejet du centre équestre d’Etables-Sur-Mer

Annexe 25 Analyse du risque lié au camping sauvage à Saint-Pierre-Quiberon

Annexe 26 Méthode de calcul de dispersion des rejets selon B.Saunier (1993)

Annexe 27 Scénarios de rejet modélisés à l’aide de la méthode Saunier

Annexe 28 Zones D’influence des rejets de la zone de Montbeau en conditions extrêmes

Annexe 29 Présentation du modèle SEAMER 3D

Annexe 30 Scénarios modélisés dans SEAMER 3D

Annexe 31 Résultats des simulations effectuées avec SEAMER 3D

Annexe 32 Corrélation entre la qualité des rejets et la qualité de l’eau de baignade de la plage de Montbeau

Annexe 33 Présentation et résultats de l’ACP

Annexe 34 Fiche de synthèse du profil de baignade de la plage de Montbeau à Pornic

Annexe 35 Comparaison des trois types de cahiers des cHarges à l’issue de la phase de test

Annexe 36 Bibliographie citée dans le rapport

Annexe 37 Bibliographie générale


ANNEXE 1

CALENDRIER D’APPLICATION DE LA DIRECTIVE 2006/7/CE SUR LES EAUX DE

BAIGNADE


ANNEXE 2

PROPORTION DE DECLASSEMENT DES PLAGES PAR DEPARTEMENT DU

LITTORAL LOIRE-BREAGNE SUITE A L’APPLICATION DE LA NOUVELLE

DIRECTIVE SUR LES EAUX DE BAIGNADE

Proportion de déclassement suite à l’application de la nouvelle directive pour les plages des départements du littoral Loire-Bretagne.


ANNEXE 3

LES DIFFERENTS ACTEURS DE LA GESTION DE L’EAU EN FRANCE

Ministère de l’environnement

Office National de l’Eau et des Milieux Aquatiques (ONEMA)

Comité National de l’eau

Préfets coordonateurs de bassin

Préfets de région

Préfets de département, DRIRE, DDASS, DDEA, DIREN

Commune Service de l’eau et de l’assainissement

Agences de l’eau

Comités techniques de l’eau

Comité de bassin

Union Européenne

Organismes de coordination de l’administration

Organismes d’études et d’intervention

Organismes consultatifs

ECHELLE

Européenne

Nationale

Bassin hydrographique

Région

Département

Commune


ANNEXE 4

COMPARAISON DES TROIS TYPES DE CAHIERS DES CHARGES A L’ISSUE DE LA

PREMIERE PHASE DE L’ETUDE CCTP 1 CCTP 2 CCTP 3

Critère de choix du profil

Pas de risque sanitaire

Risque de pollution des eaux de baignade avéré . Identification et évaluation des sources de pollution simple OU causes de contamination connues (qualitativement et quantitativement).

Risque de pollution des eaux de baignade avéré . Identification et évaluation des sources de pollution complexe OU causes de contamination inconnues .

Phase 1 : Etat des lieux

De nature descriptive . - Description de la zone de baignade et son contexte général - Inventaire des sources potentielles de pollution - Constat de la qualité du milieu marin

De nature descriptive . - Description de la zone de baignade et son contexte général - Inventaire des sources potentielles de pollution - Constat de la qualité du milieu marin + Séries temporelles correspondant aux périodes de contamination (paramètres : marée, vent, houle, précipitations)

De nature descriptive . - Description de la zone de baignade et son contexte général - Inventaire des sources potentielles de pollution - Constat de la qualité du milieu marin

+ Séries temporelles correspondant aux périodes de contamination (paramètre : marée, vent, houle, précipitations) + Données sur la luminosité, la turbidité et la température (à relier aux épisodes de contamination et utilisées dans le cadre de l’élaboration d’un modèle hydrodynamique (phase2)).

Zone d'étude Bande terrestre de 1km de large : Indépendante des limites communales + Délimitée latéralement par les limites du bassin versant de la zone de baignade

Etude des sources de pollution

Inventaire exhaustif et descriptif Pas d'évaluation quantitative et qualitative

Inventaire exhaustif et descriptif

+ Caractérisation des sources de pollution par : - Réseaux de surveillance (DIREN,…) - Enquête de terrain (identifier sources éventuelles non recensées)

Campagne métrologique

Non Peut être nécessaire selon les données disponibles ==> Proposer un devis ==> Proposer une méthodologie

Etude de la qualité du milieu marin

Classements selon nouvelle et ancienne directive + Classement des zones conchylicoles et/ou de pêche à pied + Potentiel de prolifération des macro-algues et du phytoplancton

Synthèse Rapport + Cartographie associée , permettant d'avoir une vision globale de la zone de baignade étudiée

Phase 2 : Diagnostic

Méthodes simples Basées sur des données existantes ==> Evaluation du risque potentiel de pollution

Méthodes simples ==> Vérification des hypothèses échafaudées ==> Connaissance des dynamiques de diffusion des pollutions

Utilisation d'un modèle des apports terrestres et d'un modèle hydrodynamique du milieu marin ==> Evaluer le risque de pollution ==> Comprendre son origine


Phase 3 : Synthèse et recommandations

Gestion : Proposition de plan d'action

Mise en place de mesures de gestion active

ANNEXE 5

LOGIGRAMME PERMETTANT DE DETERMINER LE CONTEXTE DE

POLLUTION Ce logigramme n’a pas fait l’objet de modifications entre la phase 1 de l’étude et le rendu final.

ANNEXE 6

LOGIGRAMME PERMETTANT DE

Quelles est l’évolution du classement sur 3 ans ?

Y’a-t-il eu des fermetures temporaires dans les 3 dernières années ?

Y’a-t-il eu des mesures >500E.coli/100mL ou >200EI/100mL plus de une fois par saison ?

Pas de risque avéré Risque avéré

Qualité variable ou insuffisante

baisse maintien/amélioration

non

non

oui

oui


DETERMINER LE CONTEXTE DE REJETS DE LA ZONE ETUDIEE (A L’ISSUE DE LA

PHASE 1 DE L’ETUDE) Ce logigramme se base principalement sur le nombre de rejets dans la zone d’étude pour déterminer le contexte de rejet. La zone d’étude correspond ici au bassin versant de la plage, limitée à 1 km vers l’intérieur des terres. Ce logigramme a fait l’objet de modifications suite à la phase de test.

ANNEXE 7

CONTENU DE LA PHASE D’ETAT DES LIEUX DU PROFIL DE BAIGNADE ET

EXEMPLE D’APPLICATION État des lieux : synthèse des données existantes

� Localiser la plage

� Décrire le contexte géomorphologique

� Décrire le contexte hydrologique

� Établir les caractéristiques océaniques et climatiques générales de la zone

Ces rejets sont-ils suivis ?

Quel est le nombre total de rejets ?

Quel est le nombre de rejet de STEP ?

Quel est le nombre d’autres rejets permanents ?

Quel est le nombre de rejets fluviaux ?

Y a-t-il un estuaire (fleuve important) dans la zone d’étude ?

Quel est le nombre de rejets temporaires ?

Existe-t-il un Schéma directeur d’Assainissement des Eaux Usées?

Contexte complexe Contexte simple

>3

>1

oui

>1

non

>1 non

oui

>1

<=1

oui

non

non

oui Ces rejets sont-ils suivis ?

<=1

<=1

<=1

<=3


� Décrire le contexte démographique et économique

� Décrire la plage et la zone de baignade

� Décrire succinctement les usages autres que la baignade

� Étudier l’historique de la qualité du milieu marin en termes de teneur en germes bactériens et en faire une synthèse (classification dans le cadre de la réglementation actuelle et future)

� Décrire le potentiel de prolifération des macro-algues et du phytoplancton dans la zone.

� Délimiter la zone d’étude

� Recenser les sources potentielles de pollution de la zone d’étude

ANNEXE 8

LISTE DE DOCUMENTS A RECUPERER AUPRES DES COMMUNES

En vue de préparer l’élaboration des profils, les documents suivants peuvent être rassemblés afin de réduire la durée de la phase de collecte de données de l’étude.

Assainissement

- Schéma directeur d’assainissement - Schéma directeur pluvial - Zonage d’assainissement (s’il n’y a pas de Schéma directeur

d’assainissement) - Zonage pluvial (s’il n’y a pas de Schéma directeur pluvial) - Rapports d’exploitation du réseau - Données sur les modifications éventuelles de la STEP ou du réseau dans les

prochaines années - Rapports de contrôle du SPANC - Rapports de contrôle de conformité des branchements sur le réseau pluvial

Mesures sur les rejets

- Mesures de qualité en sortie de réseau d’assainissement - Mesures de qualité en sortie du réseau pluvial - Mesures de qualité de l’eau (bactériologique en particulier) des ruisseaux,

cours d’eau et fleuves à proximité Autres

- Positions des zones de vidange pour les camping-cars - Positions des Établissements Recevant du Public


Activités industrielles sur la commune

- Dossiers ICPE Évolution future de la commune

- Plan Local d’Urbanisme Plage(s) concernée(s) par le profil

- Date des fermetures (s’il y en a eu) pour les quatre dernières saisons balnéaires

- Mesures de qualité de l’eau des plages pour les dix dernières saisons balnéaires

Données cartographiques (format électronique géoréférencées si possible)

- carte du réseau d’assainissement (avec postes de relèvement) - carte du réseau pluvial - carte de l’assainissement non collectif - carte des zones de production conchylicoles et des gisements naturels de

coquillages délimitation de la zone de baignade de(s) la plage


ANNEXE 9

BILANS DES PHASES D’ETAT DES LIEUX SUR LES SITES PILOTES : CARTES DES

SOURCES POTENTIELLES DE POLLUTION DES ZONES DE BAIGNADE


Sources de pollution potentielles de la plage de Kerbourgnec (Saint-Pierre-Quiberon, 56).


Sources de pollution potentielles de la plage de Montbeau (Pornic, 44).

Sources de pollution potentielles de la plage de Sion (Saint-Hilaire-de-Riez, 85).


Sources de pollution potentielles de la plage de Théolen (Cléden-Cap-Sizun, 29).


ANNEXE 10

PARAMETRES PHYSIQUES, CHIMIQUES ET BIOLOGIQUES INFLUENÇANT LA

SURVIE DES GERMES EN MILIEU MARIN

Source : IFREMER, M. Pommepuy

ANNEXE 11

CLASSEMENT DE LA PLAGE DE THEOLEN SELON L’ANCIENNE DIRECTIVE ET LA NOUVELLE

DIRECTIVE Tableau récapitulatif des classements de la plage de Théolen.

Année 2003 2004 2005 2006 2007 2008

Classement Ancienne Directive A A A A A A

Classement Nouvelle Directive excellente excellente excellente excellente excellente excellente


ANNEXE 12

DETAIL DU SUIVI BACTERIOLOGIQUE DE L’EAU DE LA PLAGE DE THEOLEN DE

2000 A 2008


Escherichia Coli

10

100

1000

10000

mai

2000

juillet 2

000

aout

200

0

juin

2001

aout

200

1

juin

2002

septe

mbr

e 20

02

juillet 2

003

aout

200

3

juillet 2

004

aout

200

4

22 ju

in 05

3 aoû

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1 ju

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24 ju

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6

21 a

oût 0

6

21 ju

in 07

6 se

ptem

bre

07

1 aoû

t 08

Entérocoques Intestinaux

10

100

1000

mai

200

0

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000

aout

200

0

juin

200

1

aout

200

1

juin

200

2

sept

embr

e

juill

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aout

200

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200

4

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3 ao

ût 0

5

1 ju

in 0

6

24 ju

illet

21 a

oût

06

21 ju

in 0

7 6

1 ao

ût 0

8

Guide ancienne directive Impératif ancienne directive

Guide nouvelle directive Impératif nouvelle directive

Détail du suivi bactériologique de la qualité de l’eau de baignade de la plage de Théolen de 2000 à 2008.

ANNEXE 13


MOYENNE MOBILE D’ORDRE N : FORMULE

La moyenne mobile est aussi appelée « moyenne glissante ».

Avec :

n : nombre de valeurs dans l’échantillon

N : Ordre de la moyenne (dans l’exemple présenté : N = 11)

ANNEXE 14

CALCUL DU DEBIT DE LA VIE A SAINT-GILLES-CROIX-DE-VIE

Calcul du débit de la Vie à Saint-Gilles-Croix-de-Vie (m3/s).

janv. févr. mars avr. mai juin juil. août sept. oct. nov. déc.

La Chapelle Palluau (BV 118 km²) 3.17 2.14 1.82 1 0.533 0.132 0.086 0.057 0.205 0.544 1.88 2.51

Saint-Gilles-Croix-de-Vie (BV 756 km²)

20.32

13.72 11.67

6.41 3.42 0.85 0.55 0.37 1.31 3.49 12.05 16.09


ANNEXE 15

LOCALISATION DU POINT DE MESURE « EMBARCADERE YEU » DE LA DDEA SUR

LA VIE

ANNEXE 16

EVALUATION DES VOLUMES REJETES PAR LES EXUTOIRES PLUVIAUX DE LA

ZONE D’ETUDE DE LA PLAGE DE MONTBEAU A PORNIC (METHODE

RATIONNELLE)

Selon la méthode rationnelle, on a Qp= Ip*S*C

Où Qp est le débit de pointe du bassin versant, Ip l’intensité de la précipitation, S la surface du bassin versant et C son coefficient d’imperméabilisation.

Les valeurs de coefficients de ruissellement proviennent de l’ouvrage de Régis Bourrier « Les réseaux d’assainissement » (0.35 pour un habitat pavillonnaire, 0.15 pour les espaces verts et 0.08 pour les cultures).

Point de mesure « embarcadère Yeu »

Panache turbide de la Vie


Par simplification, la méthode rationnelle suppose que la durée de la pluie est égale au temps de concentration du bassin versant.

Evaluation des volumes rejetés par chaque exutoire pluvial.

Nom du Rejet

Surface estimée

du bassin versant

(m²)

Composition du bassin versant

Coefficient d'imperméabilisation

Surface active (m²)

Volumes rejetés

(m3/mm de pluie)

Roses 364420 42% habitat pavillonnaire 58% cultures

0.19 70479 70

Montbeau 446746 67% habitat

pavillonnaire 33% espace vert (golf)

0.28 126876 127

Le Vallon 97853 100% habitat pavillonnaire

0.35 34249 34

Grandes Vallées

289996 25% habitat

pavillonnaire 75% espace vert (golf)

0.20 57999 58

Noeveillard 309033 100% habitat pavillonnaire

0.35 108162 108

ANNEXE 17

CALCUL DU FLUX JOURNALIER MOYEN EN PROVENANCE D’UN REJET

Flux = Q * Cmoy*104

Flux : Flux moyen bactérien en bactéries par jour

Q : Débit moyen journalier du rejet en m3/j

Cmoy : Concentration bactérienne moyenne du rejet en N/100mL.


ANNEXE 18

INFLUENCE DES PRECIPITATIONS SUR LA QUALITE DU REJET PLUVIAL DE

MONTBEAU (TEST DE CORRELATION DE PEARSON)

Test de corrélation : Pearson (paramétrique). (La condition de distribution normale des données est vérifiée pour tous les paramètres.)

Le tableau suivant présente les résultats du test de Pearson.

Non : il n’y a pas de corrélation significative entre la pluviométrie et le paramètre étudié.

Oui : il y a une corrélation significative entre la pluviométrie et le paramètre étudié.

Paramètre Cumul des trois jours précédents

Pluie du jour Pluie de la veille Pluie de l'avant-veille

Log (EC) Non Non Non Non Grandes Vallées

Log (EI) Oui

(p=0.019, corr = 0.533) Oui

(p=0.01, corr=0.682) Oui

(p=0.021 corr=0.525) Non

Log (EC) Non Non Non Non Montbeau

Log (EI) Non Non Non Non

Log (EC) Non Non Non Non Roses

Log (EI) Non Non Oui

(p=0.015 corr=0.945) Non

Ces tests de corrélation ont été effectués avec le logiciel XLSTAT.


ANNEXE 19

METHODE DE MANNING-STRICKLER EN CONDUITE PARTELLEMENT REMPLIE

La méthode de Manning-Strickler en conduite partiellement remplie donne : 3/2

**

=P

SlKsv .

Avec :

� v : Vitesse d’écoulement (m/s) ;

� Ks : coefficient de rugosité ;

� l : pente de la conduite (m/m) (ici on a pris 0.005 par défaut)

� S : section mouillée

� P : périmètre

On en déduit le débit nécessaire à l’obtention d’une vitesse de l’ordre de 0.6 m/s pour différents diamètres de conduites, puis, à l’aide de la méthode rationnelle présentée plus haut, on en déduit l’intensité de précipitation nécessaire à l’obtention de ce débit.


ANNEXE 20

FILIERE DE TRAITEMENT DE LA STATION D’EPURATION D’ETABLES-SUR-

MER

Schéma de la filière de traitement de la station d‘épuration d’Etables-Sur-Mer. (Source : VEOLIA, Rapport Annuel du Délégataire 2007)


ANNEXE 21

INFLUENCE DE LA PLUVIOMETRIE SUR LES EPISODES DE TROP-PLEIN DU POSTE

DE RELEVEMENT DE KERBOURGNEC (TEST DE PEARSON)

Nous avons étudié l’impact de la pluviométrie sur les alarmes de trop-plein du poste de relèvement de Kerbourgnec.

Pour effectuer un test de corrélation de Pearson, il est nécessaire que la variable étudiée présente une distribution normale. Le test de normalité n’étant pas significatif sur les données brutes, nous avons pris le log de ces données. La normalité étant vérifiée, nous avons alors effectué un test de corrélation de Pearson.

Les variables étudiées sont :

Log(PR) : log du temps journalier d’alarme trop-plein de la bâche du poste de Kerbourgnec en minutes (données saisons balnéaires 2005-2008).

Somme : somme de la hauteur de pluie des trois jours précédant l’alarme trop-plein du poste (en mm).

PJ : hauteur de pluie du jour de l’alarme trop-plein

PV : hauteur de pluie de la veille de l’alarme trop-plein

PAV : hauteur de pluie de l’avant-veille de l’alarme trop-plein

Matrice de corrélation (Pearson) :

Variables Log(PR) Somme PJ PV PAV Log(PR) 1 -0.031 0.164 -0.122 -0.190 Somme -0.031 1 0.761 0.598 0.314 PJ 0.164 0.761 1 0.193 -0.132 PV -0.122 0.598 0.193 1 -0.106 PAV -0.190 0.314 -0.132 -0.106 1 Les valeurs en gras sont différentes de 0 à un niveau de signification alpha=0,05


p-values :

Variables Log(PR) Somme PJ PV PAV

Log(PR) 0 0.899 0.502 0.619 0.436 Somme 0.899 0 0.000 0.007 0.190 PJ 0.502 0.000 0 0.428 0.589 PV 0.619 0.007 0.428 0 0.665 PAV 0.436 0.190 0.589 0.665 0 Les valeurs en gras sont différentes de 0 à un niveau de signification alpha=0,05 Coefficients de détermination (R²) :

Variables Log(PR) Somme PJ PV PAV Log(PR) 1 0.001 0.027 0.015 0.036 Somme 0.001 1 0.579 0.357 0.099 PJ 0.027 0.579 1 0.037 0.018 PV 0.015 0.357 0.037 1 0.011 PAV 0.036 0.099 0.018 0.011 1

ANNEXE 22

CALCUL DE LA HAUTEUR DE PLUIE ENTRAINANT LA SATURATION DU POSTE

DE RELEVEMENT DE KERBOURGNEC


Mauvais

branchements estimés (2000)

Mauvais branchements avérés (2008)

Hauteur de pluie entrainant la saturation du poste (mm/j) 3 17

Surface active des habitations mal raccordées (m²)

17000 536

Débit d'eau de pluie déversée dans le réseau EU du BV de Kerbourgnec (m3/j)

51 9

Eaux usées saison estivale (m3/j) 1500 1500

Débit des nappes (nappes basses) (m3/j) 30 30

Marée + temps de pluie (m3/j) 900 900

TOTAL (m3/j) 2481 2439 Débit en pointe (m3/h) 103 102

Capacité du poste (m3/h) 103 103

Calcul du débit en pointe :

Q pointe = Q pluie + Q eaux usées + Q nappes + Q marée

• Q pluie = P*Sa/1000

P : hauteur de pluie journalière (mm/j)

Sa : surface active des habitations mal raccordées (m²)

Q pluie : débit arrivant au poste dû aux mauvais branchements (m3/j)

ANNEXE 23

METHODE DE KIRPICH POUR LE CALCUL DES TEMPS DE

CONCENTRATION DES PETITS BASSINS VERSANT AGRICOLES

385.0

77.0 )*000325.0(

S

LTc =

Où L est la longueur maximale de parcours de l’eau dans le bassin versant et S la pente longitudinale moyenne du bassin versant.

Pour le bassin versant de Théolen on a :


L = 1060 m

S = 0.125 m/m

ANNEXE 24

CALCUL DE LA CONCENTRATION DU REJET DU CENTRE EQUESTRE

D’ETABLES-SUR-MER


7.00E+09

1.20E+10

1.70E+10

2.20E+10

2.70E+10

3.20E+10

3.70E+10

4.20E+10

4.70E+10

5.20E+10

5.70E+10

1 3 5 7 9 11 13 15 17 19 21 23 25 27 29 31

(Temps en jours )

Accumulation des E-Coli sur les surfaces du centre équestre.

On considère que les 0.6 premiers mm de pluie ne ruissellent pas

Calcul de la concentration du rejet du centre équestre.

E-Coli accumulées sur le centre équestre (ECacc) 5.50*1010

Proportion d'E-Coli lessivées lors des épisodes pluvieux (Propless) 5 %

E-Coli lessivées lors des épisodes pluvieux (ECless) 2.50*109

Surface active du centre équestre (m²) (Cr = 0.08) (Sa = Surf*Cr) 2800

Concentration du rejet du centre équestre (pluviométrie moyenne journalière de 1.7 mm) (E-Coli/100mL)

81

Concentration = ECless/(1,1*Sa*10)

ANNEXE 25


ANALYSE DU RISQUE LIE AU CAMPING SAUVAGE A SAINT-PIERRE-QUIBERON

En saison estivale, deux types de camping sauvage sont constatés :

• Stationnement de camping-cars sur les parkings proches des plages. Ces camping-cars peuvent rester stationnés plusieurs jours. Ils présentent alors un risque du point de vue de la qualité bactériologique des eaux de baignade en raison des vidanges sauvages potentielles de sanitaires ;

Parkings situés à proximité de la zone de baignade de Kerbourgnec.

• Stationnement de camping-cars sur des terrains privés. Ces campings cars sont installés sur des terrains privés, le plus souvent des parcelles agricoles (de type prairies) sans aucune installation d’assainissement. Ces terrains sont concentrés autour du camping municipal. Ces camping-cars présentent un risque pour la qualité des eaux de baignade car ils peuvent potentiellement vidanger leurs eaux usées dans les fossés qui rejoignent le réseau pluvial.

ANNEXE 26


METHODE DE CALCUL DE DISPERSION DES REJETS SELON B.SAUNIER (1993)

Les volumes d'eau situés autour du rejet sont assimilés à une succession de réacteurs continus concentriques à mélange intégral dans lesquels s'effectue le rejet. On peut alors faire un bilan de masse sur les concentrations de germes pour chaque réacteur.

Après établissement d'un régime permanent, la concentration en germes pour chaque

réacteur s'écrit :

QT

VCoC

*90

*3.21

1

+∗=

Avec

� Co : concentration initiale en germes dans l'eau usée rejetée ;

� V : volume du réacteur (m3);

� T90 : temps au bout duquel 90% des germes ont disparu (en h);

� Q : débit du rejet (m3/h).

ANNEXE 27

SCENARIOS DE REJET MODELISES A L’AIDE DE LA METHODE SAUNIER

Détail des scénarios des exutoires pluviaux

Scénario Rejet Débit (m3/s)

E-Coli (n/100mL)

Entérocoques (n/100 mL)

Conditions de marée

Montbeau 0.0007 9817000 32000

Roses 0.01 11600 5368 Extrême

Grandes Vallées 0.01 399 2049

Niveau moyen

Montbeau 0.0013 28907 7838

Roses 0.00094 1308 552 Moyen

Grandes Vallées 0.0022 894 219

Niveau moyen Pleine mer Basse mer


Données de rejet du Canal de Haute Perche.

Scénario Débit (m3/s) Concentration

(n/100mL)

Moyen (en saison estivale) E-Coli 6 490

Entérocoques 6 644

Max E-Coli 6 24200

Entérocoques 6 7250


ANNEXE 28

ZONES D’INFLUENCE DES REJETS DE LA ZONE DE MONTBEAU EN CONDITIONS

EXTREMES Etude des paramètres E-Coli et entérocoques. (Scénario de rejet extrême et hauteur d’eau moyenne).


Impact du canal de Haute Perche sur la zone de baignade de Montbeau en conditions extrêmes (paramètre : Escherichia Coli, niveau d’eau moyen).

ANNEXE 29

PRESENTATION DU MODELE SEAMER 3D Le logiciel SEAMER est un des logiciels les plus modernes et les plus performants actuellement disponibles dans le domaine côtier. Développé initialement au sein des équipes universitaires dédiées à l'océanographie (Brest et Marseille), puis par IFREMER (durant une quinzaine d'années) et enfin par SEAMER, dans le cadre d'un partenariat avec IFREMER, il synthétise un savoir-faire considérable. Il a été validé par de très nombreux exercices internationaux de tests et d'inter-comparaisons, notamment dans le cadre des programmes de l'Union Européenne.

Le module hydrodynamique de SEAMER simule les courants (vitesse et direction), la température, la salinité et le niveau de la surface libre sous l’action de la marée, du vent, de la pression atmosphérique, de la houle, des apports d’eau douce. Il permet d'associer une grande qualité numérique (pas de pseudo-diffusion ou de distorsions), une solution homogène, une grande finesse spatiale (Haute Définition), la prise en compte simultanée de tous les mécanismes physiques.

En version 3D, le code résout par différences finies sur un maillage tridimensionnel les équations primitives. Le modèle SEAMER intègre également un calcul de jet/panache qui permet de représenter très finement la dynamique du panache de rejet dans le champ proche de l’émissaire (voir ci-après).


Schéma de principe de remontée d'un jet et de piégeage sur une isostère.

Le code de calcul hydrodynamique est décrit de manière détaillée en annexe de ce document.

Le module de calcul du transport de SEAMER est intégré au calcul hydrodynamique, assurant une totale "conservativité". Il permet de simuler le transport de substances dissoutes et particulaires. Il comprend également :

� une procédure de calcul lagrangienne qui permet, de raffiner à l’extrême la dispersion des substances en mer, à proximité du point de rejet.

� une procédure de jet/panache (Erreur ! Source du renvoi introuvable.) qui simule les processus non-hydrostatiques de dilution des panaches en sortie des émissaires sous-marins.

Dans le cas des substances particulaires, le calcul simule les phénomènes de dépôt et d’érosion et leur effet sur les teneurs dans la masse d’eau et l’accumulation dans les sédiments. L’ensemble des particularités et spécificités du module de transport est donné en annexe de ce document.

Pour la microbiologie (germes bactériens), le modèle ajoute aux lois de transport physique, une expression de la mortalité des germes, exprimée par une loi de décroissance linéaire qui fait intervenir le coefficient dénommé T90 (durée nécessaire pour la disparition par mortalité de 90% des organismes).

Son expression peut être soit empirique, soit explicitée en fonction de différentes variables, tel que déterminé par de nombreuses études de bactériologie, notamment celles effectuées par IFREMER.

( )[ ] bkhb kheaIT ÷−= −190 0

où :


k = c SSd (coefficient d'extinction en m-1),

a = 53 683, b = - 0,666, c = 0,189, d = 0,799,

h = profondeur en m,

SS = Matières en suspension en mg/l,

Io = énergie solaire reçue par unité de surface et de temps en µ E m-2 h-1.

Abaque synthétique de détermination du coefficient de mortalité des bactéries

Sur Pornic, les conditions de calcul appliquées sont les suivantes :

L’emprise du modèle (c.à.d. la zone de calcul) est présentée ci-dessous :


Emprise du modèle SEAMER 3D.

Les mailles de calcul sont de 20 m. L’emprise ci-dessus comprend 266 mailles en x et 166 mailles en y, soit 44156 mailles en 2D. En z, pour le passage en 3D, c’est un modèle en sigma qui est utilisé avec 5 couches d’épaisseur égales. Ainsi, en chaque maille du modèle ont trouve 5 couches d’épaisseur h/5 où h est la hauteur d’eau.

Canal de Haute Perche Plage de Montbeau


ANNEXE 30

SCENARIOS MODELISES DANS SEAMER 3D

Scénarios modélisés dans SEAMER 3D

Rejets modélisés Scénario de rejet

Direction et vitesse du vent

Coefficient de marée

Canal seul extrême / 70

Canal seul moyen Est (5 m/s) 70

Canal seul extrême Est (5 m/s) 70

Roses seul extrême / 70

Roses seul extrême Ouest (5 m/s) 70

Roses seul moyen Ouest (5 m/s) 70

Grandes Vallées seul extrême Est (5 m/s) 70

Tous extrême Ouest (5 m/s) 70

Tous extrême Est (5 m/s) 70

Tous extrême Sud (5 m/s) 70

Tous extrême Nord (5 m/s) 70

Tous moyen Ouest (5 m/s) 70

Tous moyen Est (5 m/s) 70

Tous moyen Est (5 m/s) 48 Tous extrême / 70 Tous extrême / 48


ANNEXE 31

RESULTATS DES SIMULATIONS EFFECTUEES AVEC SEAMER 3D

Dispersion du panache du Canal de Haute Perche en conditions de rejet extrêmes et par vent d’est (concentrations maximales atteintes sur 72 h).

1

10

100

1000

10000

0 20 40 60 80

Temps (heures)

Con

cent

ratio

n E

.Col

i/100

mL

0

1

2

3

4

5

6

7

Hau

teur

(m

)

Montbeau

Le VallonGrandes Vallées

Canalhauteur d'eau

Concentrations observées aux points de suivi (Canal seul, rejet maximum, vent d’est).


Dispersion du panache du Canal de Haute Perche en conditions de rejet extrêmes et sans vent (concentrations maximales atteintes sur 72 h).

Dispersion du rejet des Roses en condition de rejet maximum et par vent d’ouest (concentrations maximales atteintes sur 72 h).


1

10

100

1000

10000

0 20 40 60 80

Temps (heures)

Con

cent

ratio

n E

.Col

i/100

mL

0

1

2

3

4

5

6

7

Hau

teur

(m

) Montbeau

Le Vallon

Grandes Vallées

hauteur d'eau

Concentrations dues au rejet des Roses en condition de rejet maximum et par vent d’ouest.

Dispersion du panache des Grandes Vallées en condition de rejet extrême et de vent d’est (concentrations maximales atteintes sur 72 h).


Dispersion des rejets étudiés en conditions moyennes et par vent d’ouest.


Dispersion des rejets étudiés en conditions de rejet moyennes, sans vent. Concentrations maximales obtenues par coefficient de marée 70 (haut) et 48.

1

10

100

1000

10000

100000

0 20 40 60 80

Temps (heures)

Con

cent

ratio

n E

.Col

i/100

mL

0

1

2

3

4

5

6

7

Hau

teur

(m

)

Montbeau

Le Vallon

Grandes Vallées

Canal

hauteur d'eau

Concentrations dues aux rejets en condition de rejet maximum et par vent d’ouest.

ANNEXE 32


CORRELATION ENTRE LA QUALITE DES REJETS ET LA QUALITE DE L’EAU DE

BAIGNADE DE LA PLAGE DE MONTBEAU

La normalité du jeu de données n’étant pas vérifiée (même après une transformation log-normale), le test de corrélation utilisé ici est celui de Spearman.

Paramètres :

� CT : coliformes totaux ;

� EC : Escherichia-Coli ;

� EI : Entérocoques intestinaux ;

Rejets :

� GV : Grandes Vallées

� M : Montbeau

Matrice de corrélation (Spearman) :

Variables CT EC EI EC GV EI GV EC M EI M CT 1 0.573 0.876 -0.388 -0.324 0.295 0.429 EC 0.573 1 0.752 0.101 0.162 0.417 0.332 EI 0.876 0.752 1 0.088 -0.125 0.178 0.237 EC GV -0.388 0.101 0.088 1 0.657 -0.149 -0.160 EI GV -0.324 0.162 -0.125 0.657 1 -0.150 -0.145 EC M 0.295 0.417 0.178 -0.149 -0.150 1 0.880 EI M 0.429 0.332 0.237 -0.160 -0.145 0.880 1 Les valeurs en gras sont différentes de 0 à un niveau de signification alpha=0.05 p-values :

Variables CT EC EI EC GV EI GV EC M EI M CT 0 0.068 0.001 0.241 0.332 0.372 0.185 EC 0.068 0 0.010 0.762 0.627 0.199 0.312 EI 0.001 0.010 0 0.793 0.719 0.593 0.476 EC GV 0.241 0.762 0.793 0 0.032 0.666 0.643 EI GV 0.332 0.627 0.719 0.032 0 0.664 0.674 EC M 0.372 0.199 0.593 0.666 0.664 0 0.001 EI M 0.185 0.312 0.476 0.643 0.674 0.001 0 Les valeurs en gras sont différentes de 0 à un niveau de signification alpha=0.05


ANNEXE 33

PRESENTATION ET RESULTATS DE L’ACP

L’ACP (Analyse en Composantes Principales), permet d’identifier les axes qui représentent le mieux les corrélations entre n variables aléatoires. Les variables étudiées ici sont :

� la concentration en coliformes totaux (LCT) ;

� la concentration en Escherichia Coli (LEC) ;

� la concentration en Entérocoques intestinaux (LEI) ;

� le coefficient de marée (COEFF) ;

� la pluie du jour (PRECIP J) ;

� la pluie de la veille (PRECIP V) ;

� la pluie de l’avant-veille (PRECIP AV) ;

� vitesse du vent (VITESSE MOYENNE 3j).

Il faut noter que l’ACP n’est réalisable que sur des variables quantitatives. Nous n’avons donc pas pu y intégrer la variable « direction du vent » qui est qualitative.

La variabilité des mesures pour les différentes variables étant très élevée, Nous avons effectué une ACP normée (analyse en composantes principales sur les données centrées et réduites). Ainsi, pour chaque variable j, la valeur de chaque mesure xij a

été remplacée par : ns

xxx

j

jijij

)( −= . Puis nous avons pris les Log de ces valeurs afin

d’arriver à une distribution normale du jeu de données.

Le but de l’ACP est de sélectionner les principaux axes d’un espace à n dimensions, de sorte que ces axes expliquent le maximum de l’inertie du nuage de points étudié (chaque point correspondant à une observation). La contribution des variables aux différents axes est donnée par le cosinus carré (cf. ANNEXE).

La figure suivante représente les variables étudiées dans le plan de l’espace qui explique 64.08 % de l’inertie du nuage de points. L’axe F1 (horizontal) correspond aux conditions climatiques, l’axe F2 (vertical) correspond à la concentration en germes de l’eau de baignade. Les variables les plus proches sur le cercle des corrélations sont les plus corrélées.


Variables (axes F1 et F2 : 64.08 %)

VITESSE M OYENNE (3j)

cumul

PRECIP AV

PRECIP VPRECIP J

COEFF

LEI

LECLCT

-1

-0.75

-0.5

-0.25

0

0.25

0.5

0.75

1

-1 -0.75 -0.5 -0.25 0 0.25 0.5 0.75 1

F1 (35.45 %)

F2

(28.

62 %

)

Observations (axes F1 et F2 : 64.08 %)

Obs39

Obs38Obs37

Obs36

Obs35

Obs34Obs33Obs32

Obs31

Obs30

Obs29

Obs28

Obs27

Obs26

Obs25

Obs24

Obs23

Obs22Obs21

Obs20

Obs19

Obs18

Obs17

Obs16

Obs15Obs14

Obs13

Obs12Obs11

Obs10Obs9

Obs8Obs7

Obs6

Obs5Obs4

Obs3

Obs2

Obs1

-4

-2

0

2

4

6

-8 -6 -4 -2 0 2 4 6 8

F1 (35.45 %)

F2

(28.

62 %

)

Figure 3-3 : Cercle des corrélations de l’ACP et répartition du nuage de point selon les axes sélectionnés.

Les variables correspondant à la teneur en germes ne sont pas ou très peu corrélées aux variables météo-océaniques. Cette observation est confirmée par la projection du nuage de points dans le plan F1 et F2 où on ne distingue aucune tendance.


ANNEXE 34

FICHE DE SYNTHESE DU PROFIL DE BAIGNADE DE LA PLAGE DE MONTBEAU

A PORNIC


Département : Loire Atlantique (44) Commune : Pornic Nom de la zone de baignade : Plage de Montbeau Description de la zone de baignade Nature : sable et rochers Longueur : 200 m Largeur : 230 m vers le large estran : 100 m Profondeur moyenne : 3 m Profondeur maximale : 5 m Dates de la saison balnéaire : 15 Juin-15 Septembre Localisation du point DDASS : X : 261203 Y: 2244273 (Lambert II) Fréquentation maximale : 130 pers (20 m²/pers) Equipement : Toilettes, aire de pique-nique, distributeur de sacs de ramassage des déjections canines. Accessibilité aux animaux : non Autres activités : aucune Zone riveraine : très modifiée, nombreux aménagements à proximité directe de la plage, zone très urbanisée. Occupation du sol : tissu urbain continu Population permanente : 15800 (sur la commune) Population estivale : >30000 (sur la commune)

Inventaire des sources potentielles de pollution

&

Rejets à risqueNom

c Noeveillard

Ã 4100 Montbeau Droite

Ã 4300 Montbeau Gauche

c 4600 Plage des grandes vallées

c Av des roses

Ã Canal de Haute Perche

Postes relèvement à risque

&

Mauvais branchements

XW

XWZone de baignade

Zone Etude Generale

Zone d'étude locale (bassin versant réel)


Assainissement des eaux usées (collectif et non collectif)

Réseau séparatif à 100%.

Problèmes d’infiltration d’eaux parasites.

Pas d’assainissement non collectif sur la zone d’étude.

Poste de relèvement de Montbeau équipé d’une bâche tampon de 8m3.

Assainissement pluvial

Mauvais branchements sur le réseau pluvial : environ 4% sur la commune.

Curage du réseau pluvial sur les bassins versants des plages avant le début de la saison balnéaire.

Emissaire de Montbeau et des Grandes Vallées équipés de prises de temps sec.

Activités industrielles Sans objet sur la zone d’étude

Agriculture Sans objet sur la zone d’étude

Etablissements recevant du public Sans objet sur la zone d’étude

Autres sources diffuses Déjections canines (plage + chemin du littoral + rue) lessivées lors des fortes pluies. Arrosage du Golf avec les eaux issues de la station d’épuration.

Qualité du milieu marin Evolution du classement : année 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 Classement (ancienne directive) B A A B B B Classement (nouvelle directive) Suffisante Suffisante Bonne Bonne Excellente Bonne Remarques : Le déclassement en qualité « Bonne » en 2008 est dû à un pic en début de saison balnéaire (05/06/2008) à 712 E-Coli et 309 Entérocoques intestinaux par 100mL. Un tel niveau de contamination n’avait pas été atteint depuis 2003. L’amélioration du classement après 2004 peut s’expliquer par les travaux importants réalisés sur le réseau d’assainissement. Le classement de la plage de Montbeau est évalué stable et donc peu susceptible de se dégrader dans les prochaines années. Potentiel de prolifération des macro-algues : Pas de suivi.

Potentiel de prolifération du phytoplancton : Pas de données sur la zone. Points les pus proches : REPHY situés près de Noirmoutier (points 28061061 Bourgneuf et 280610-064/004 Bois de la chaise (large)). RAS sur ces points en 2008.

Caractérisation du risque Rejet à risque Situation à risque Évaluation du

risque Durée probable de la

contamination

Localisation Fréquence Conditions maritimes

Fréquence


Exutoire pluvial de Montbeau

Pluie > 1.1 mm/h => Plus d’une fois par mois.

Basse mer et première moitié du flot.

2 fois par jour.

Fort Tant que le rejet est actif.

Exutoire pluvial des Roses

Permanent

Vents d’ouest, de sud ou de nord. Basse mer et début du flot.

90 % du temps.

Moyen, contribue significativement au bruit de fond.

Pas de contamination imputable à ce seul rejet.

Canal de Haute Perche

Annuelle (concentration de l’ordre de 104 n/100 mL)

Vents d’est et de sud. Basse mer et début du flot.

Environ 20 % du temps.

Faible, peut contribuer occasionnellement au bruit de fond.

Pas de contamination imputable à ce seul rejet.

Port de la Noëveillard

Ponctuel inconnue inconnue inconnu inconnue

Plan d’action Calendrier des actions prévues

Action Date de réalisation prévue

Relance des particuliers n’ayant pas fait la mise en conformité de leurs branchements sur les réseaux (eaux usées et pluvial). inconnue

Gestion des pollutions à court terme Système mis en place : A l’heure actuelle : fermeture de la plage pendant 24h dès qu’un orage a lieu (mesure préventive). Dates de mise en service : / Contact : (mail, n° tel) : /


ANNEXE 35

COMPARAISON DES TROIS TYPES DE CAHIERS DES CHARGES A L’ISSUE DE LA

PHASE DE TEST CCTP 1 CCTP 2 CCTP 3

Critère de choix du profil

Pas de risque sanitaire

Risque de pollution des eaux de baignade avéré .

Pas de rejets distants

Risque de pollution des eaux de baignade avéré .

Présence de rejets distants

Phase 1 : Etat des lieux

De nature descriptive . - Description de la zone de baignade et son contexte général

- Constat de la qualité du milieu marin : Classements selon nouvelle et ancienne directive + Classement des zones conchylicoles et/ou de pêche à pied + Potentiel de prolif

Campagne métrologique sur les rejets et la zone de

baignade

/ Peut être nécessaire selon les données disponibles

==> Proposer un devis ==> Proposer une méthodologie

Campagne de mesures de

courant / /

Peut être nécessaire selon les données disponibles pour la validation du

modèle hydrodynamique

Phase 2 : Diagnostic

Méthodes simples Basées sur des

données existantes ==> Evaluation du

risque potentiel de pollution

Méthodes basées sur la mesure

==> Evaluation du risque potentiel de pollution

==> Hiérarchisation des sources

Utilisation d'un modèle des apports terrestres et/ou d'un modèle

hydrodynamique du milieu marin ==> Evaluer le risque de pollution

==> Comprendre son origine

Phase 3 : Synthèse et

recommandations

Gestion : Proposition de plan d'action

Mise en place de mesures de gestion active

Evaluation financière

entre 3000 et 6000 euros

sans campagne de mesure :

coût unitaire d'une mesure de débit et de

flux:

sans campagne de mesure (ni des rejets ne des courants) :

coût unitaire d'une mesure de débit et de flux:

coût unitaire d'une mesure de courant:


ANNEXE 36

BIBLIOGRAPHIE CITEE DANS LE RAPPORT

Allenou J.P., Kerlidou J., GALATE : Gestion en Assainissement Littoral des Alertes Techniques et Environnementales, présentation lors des Journées Techniques auto-surveillance et diagnostic permanent des réseaux d’assainissement, partenariat SAUR-IFREMER, Tours 2008.

Aubert M., Equilibre biologique et pouvoir auto-épurateur de la mer, Options méditerranéennes, publication du CIHEAM (Centre International des Hautes Etudes Agronomiques Méditerranéennes),

Beaulieu R., Breune I., Guillou M. (2007) Evaluation des débits de pointe pour les petits bassins versants agricoles du Québec. Fiche technique, Ministère de l’Agriculture, des Pêcheries et de l’Alimentation du Québec, 2007.

Blanchet F., Soyeux E., Tisserand B. (2007), Impact des rejets par temps de pluie sur la qualité sanitaire des eaux de baignade, Veolia Anjou Recherche, NOVATECH 2007.

Cygler C. (2009) Baignade : les clés de la gestion active. Hydroplus N°188, mai 2009.

Guyard C. (2009) Eaux de baignade, éviter les pollutions et alerter au plus vite. L’eau, l’industrie, les nuisances N°322, 2009.

Laplace D., Guignard J-Y, Planton S., Guivarch J-Y. (2008) Changement climatique et réseaux d’assainissement. Quelles adaptations pour demain ? TSM N°12, 2008.

Pommepuy M., Hervio-Heath D., Caprais M. P., Gourmelon M., Le Saux J. C., and Le Guyader F. (2006) Fecal contamination in coastal areas: An engineering approach in Oceans and Health: Pathogens in the Marine Environment Book chapter (p331-359) © 2006 Stringer. Pommepuy M., Dupray E., Guillaud J.F., Derrien A., L’Yavanc J. and Cormier M. (1991) Rejets urbains et contamination fécale. Oceanologica acta. Proceedings of the international colloquium on the environment of epicontinental seas, Lille 20-22 mars 1990 n°11, p. 321 – 327.

Saunier B. (2003), Mesure de l’impact et hiérarchisation des sources de contamination microbiologiques en zone littorale, TSM N°3, 1993.


Trévisan D. (2002), Activité agricole et contaminations microbiologiques diffuses des captages d’eau en montagne, SUACI Montagne. Groupement d’Intérêt Scientifique des Alpes du Nord, INRA Thonon les bains, 2002

ANNEXE 37

BIBLIOGRAPHIE GENERALE Deutsch J.C. (2005), L’hydrologie urbaine, support de cours de l’ENPC (Ecole Nationale des Ponts et Chaussées), septembre 2005.

Famier E., (2009) Diagnostic permanent des réseaux d’assainissement : une nouvelle génération de capteurs, « L’Eau, l’industrie, les nuisances » N°318.

Gagnard F., Croissant L., Racaud P.(2008), Saur, partenaire des collectivités pour assurer la qualité des eaux de baignade, « L’Eau, l’industrie, les nuisances » N°313.

Gousaille M. (1997), Invitation à l’épuration des eaux usées, publication du SIAAP (Syndicat Interdépartemental pour l’Assainissement de l’Agglomération Parisienne), avril 1997.

Jestin E., Aires N., Goussebaille A., (2009) La gestion des rejets urbains de temps de pluie sur le bassin Seine-Normandie, Quels retours d’expérience sur les bassins d’orage ? TSM N°6, 2009.

Lamprea K., Ruban V. Deneele D., (2009), Quantification des sources de polluants dans un bassin versant séparatif à Nantes, des retombées atmosphériques jusqu’au réseau d’assainissement. TSM N° 7/8, 2009.

Monfort P., Microbiologie et coquillages,

SAUNIER TECHNA Ingénieurs Conseils (2000), Bilan intermédiaire programme d’assainissement du district de Trouville-Deauville et du Canton, rapport d’étude, novembre 2000.

SETRA (Service d’Etudes Techniques des Routes et Autoroutes) (2006), Guide technique assainissement routier, publication du Ministère des transports, de l’équipement, du tourisme et de la mer, octobre 2006.

Tassin B. (2000), Modélisation dynamique des réseaux, support de cours de l’ENPC (Ecole Nationale des Ponts et Chaussées), janvier 2000.


TEXTES REGLEMENTAIRES

Directive 2006/7/CE de la commission européenne, relative aux eaux de baignade

Directive 76/160/CEE de la commission européenne relative aux eaux de baignade

Décret n° 2008-990 relatif à la gestion de la qualité des eaux de baignade et des piscines

Décret n°2007-983 du 15 mai 2007 relatif au premier recensement des eaux de baignade par les communes

Directive 2000/160/CE Cadre Eau de la commission européenne

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