1.1 Présence de nutriments et de matières en suspension

Les nutriments sont des substances nutritives essentielles à la croissance des végétaux, notamment les algues présentes dans l’eau de surface. Parmi ces substances on note le carbone, l’azote, le phosphore et la silice pour certaines espèces. Le manque de disponibilité ou la réduction de l’apport de l’un de ces nutriments entraîne donc une diminution de la biomasse algale du plan d’eau; c’est le concept de facteur limitant (rapport C : N : P). En général, le carbone ne limite pas la croissance des algues sauf dans les étangs très riches ou dans les lagunes d’eaux usées, où l’eau est saturée en azote et en phosphore. Dans les eaux de surface, l’azote et le phosphore sont habituellement les principaux facteurs limitant la croissance des algues (Bergeron, et al., 2002).

Afin de déterminer le facteur limitant, on utilise le rapport azote/phosphore (N : P). La valeur de référence de ce rapport est 7N : 1P (masse des concentrations). Si ce rapport est supérieur à 7, le facteur limitant sera le phosphore; par contre s’il est inférieur à 7, ce sera l’azote qui limitera la croissance algale (Ryding et Rast, 1994 tiré de Bergeron, et al., 2002).

L’azote, le phosphore et les matières en suspension se trouvent en quantité importante dans plusieurs rivières et lacs du territoire. Ils proviennent de sources diffuses de pollution de l’eau, réparties sur l’ensemble du territoire, et subissent des transformations physiques, chimiques et biologiques pendant leur transport, d’où la difficulté d’identifier les causes de leur présence dans une rivière ou un lac (Hamoudi, 2007).

La pollution d’origine diffuse se manifeste de manière plus prononcée lors d’événements pluvieux et lors de la fonte de la neige, ainsi la pluie n’est pas la source de la pollution, mais l’eau, une fois qu’elle atteint le sol, devient chargée de substances et les entraîne avec elle par ruissellement vers les cours d’eau et les lacs. Les nutriments que sont l’azote et le phosphore sont intimement liés aux matières en suspension, ils peuvent être adsorbés sur les particules de sol et ainsi être transportés lorsque le sol s’érode et est transporté par ruissellement.

Le phosphore

Le phosphore provient à la base de l’altération de la roche ignée. Il ne se trouve pas à l’état libre dans la nature. Il s’agit donc d’un dérivé du phosphate de calcium présent dans les roches de surface, l’apatite ou la phosphorite. Le phosphore total est un paramètre mesuré et analysé dans le cadre de différentes campagnes de suivi de la qualité de l’eau menées sur le territoire. Il s’agit de la somme des composés phosphorés dans l’eau (Lapalme, 2006).

Le phosphore (P), tout comme l’azote, est également un élément nutritif essentiel à la croissance des végétaux. On dit que le phosphore est un élément limitant de la croissance des algues. En effet, celle-ci dépend des apports de l’élément nutritif le moins disponible. L’abondance naturelle du phosphore est particulièrement faible par rapport aux besoins des organismes. Ainsi, le rapport phosphore: tissus végétaux est de 1 :500. Cela signifie que l’introduction de 1 kg de phosphore dans l’eau entraîne la production de 500 kg de biomasse végétale (Lapalme, 2006).

Le phosphore est présent à l’état naturel dans les roches, mais aussi dans le sol, les déchets d’origine animale, la matière organique végétale et l’atmosphère. Les activités humaines constituent une importante source de phosphore. Les fertilisants utilisés en agriculture constituent une source importante, tout comme les rejets d’eaux usées domestiques et industrielles ou encore les eaux de ruissellement des zones résidentielles et urbaines (CCME, 2009).

Le phosphore présent dans l’environnement ne représente pas une menace pour la santé humaine. Toutefois, les surplus de phosphore favorisent la croissance excessive des plantes aquatiques et des algues accélérant ainsi le processus d’eutrophisation des lacs.

Comme le phosphore est l’élément limitant dans les systèmes aquatiques d’eau douce, la capacité de support est définie par cet élément. Un lac peut recevoir une certaine quantité de phosphore sans engendrer d’effets indésirables sur celui-ci, c’est la capacité de support (GRIL, 2009). Différents modèles permettant de mesurer la capacité de support ont été mis au point. Tous ne sont pas basés sur les mêmes critères pour définir les limites acceptables de la qualité de l’eau d’un lac.

Selon le MDDELCC, une concentration en phosphore acceptable en surplus a été déterminée à partir des principes proposés par le Conseil canadien des ministres en environnement (CCME). Ainsi, une augmentation de la concentration naturelle de phosphore d’au plus 50%, sans toutefois dépasser 10 μg/l si la concentration naturelle se situe sous 10 μg/l est acceptée ou sans dépasser 20 μg/l si la concentration naturelle est supérieure à 10 μg/l. Ces critères sont toutefois en révision (GRIL, 2009).

L’équipe du chercheur Richard Carignan du Groupe de recherche interuniversitaire en limnologie et en environnement aquatique (GRIL), qui a effectué des recherches sur la capacité de support dans la région des Laurentides, considère que l’augmentation de la concentration en phosphore ne devrait pas dépasser 10% dans tous les cas (GRIL, 2009).

Tableau 1.1.1 : Critères de qualité de l’eau pour le phosphore
Critère Lacs Rivières
PROTECTION DES ACTIVITÉS RÉCRÉATIVES ET DE L’ESTHÉTIQUE1 Pour les lacs oligotrophes dont la concentration naturelle est ou était de moins de 0,01 mg/L, le critère de qualité est défini par une augmentation maximale de 50 % par rapport à la concentration naturelle sans dépasser 0,01 mg/L.Pour limiter l’eutrophisation des lacs dont la concentration naturelle se trouve ou se trouvait entre 0,01 et 0,02 mg/L, le critère de qualité est défini par une augmentation maximale de 50 % par rapport à la concentration naturelle, sans dépasser 0,02 mg/L. 0,03 mg/L P : Ce critère de qualité vise à limiter la croissance excessive d’algues et de plantes aquatiques dans les ruisseaux et les rivières. Certains facteurs influencent l’effet potentiel du phosphore. Les principaux facteurs physiques généralement mentionnés sont: le type de substrat, la profondeur, la transparence et la température de l’eau, la vitesse du courant et l’ombrage (Environnement Canada, 2003). Ces caractéristiques ne sont pas prises en compte par les critères de qualité. C’est pourquoi il faut utiliser judicieusement les critères de qualité du phosphore selon le milieu évalué. Cette valeur protectrice pour les cours d’eau, n’assure pas toujours la protection des lacs en aval.
CVAC2
Classe A de l’IQBP3  ≤ 0,03 mg/L P
Protection de la vie aquatique4

1 GOUVERNEMENT DU QUÉBEC. 2002. Critères de qualité de l’eau de surface. Phosphore total. En ligne: http://www.mddelcc.gouv.qc.ca/eau/criteres_eau/details.asp?code=S0393. Consulté le 4 décembre 2012.
2 GOUVERNEMENT DU QUÉBEC. 2002. Critères de qualité de l’eau de surface. Phosphore total. En ligne: http://www.mddelcc.gouv.qc.ca/eau/criteres_eau/details.asp?code=S0393. Consulté le 4 décembre 2012.
3 HÉBERT, 1997. Développement d’un indice de la qualité bactériologique et physico-chimique de l’eau pour les rivières du Québec, Québec, ministère de l’Environnement et de la Faune, Direction des écosystèmes aquatiques, envirodoq no EN/970102, 20 p., 4 annexes.
4 CONSEIL CANADIEN DES MINISTRES DE L’ENVIRONNEMENT (CCME). 2004. Recommandations canadiennes pour la qualité des eaux: protection de la vie aquatique. Le phosphore: cadre canadien d’orientation pour la gestion des réseaux hydriques.

L’azote

L’azote (N) est un minéral qui existe sous différentes formes dans l’atmosphère, l’eau de pluie et la neige, le sol et les milieux aquatiques. C’est un nutriment essentiel pour la survie de tout organisme vivant.

L’azote est un élément qui peut se transformer biochimiquement ou chimiquement par une série de processus formant le cycle de l’azote. Les campagnes de suivi de la qualité de l’eau mesurent diverses formes d’azote: l’azote total, l’azote ammoniacal et les nitrites/nitrates. L’azote total comprend l’azote lié à la matière organique, l’azote ammoniacal,  les nitrates et les nitrites. Le cycle complet de l’azote régit la quantité qui se trouvera sous une forme donnée.

L’azote ammoniacal regroupe différents types de molécules qui comprennent l’ammonium ou l’ammoniac en association avec d’autres molécules comme le chlore.

L’ammonium (NH4+) est directement assimilable par les plantes.  Il se lie aux particules d’argile minérale et de matière organique et peut être transporté vers l’eau de surface sous forme attachée aux sédiments et à la matière en suspension. Sous certaines conditions le NH4+ peut être nuisible au milieu aquatique.

Rapidement, l’ammonium peut être transformé en nitrite (NO2), puis en nitrate (NO3), la forme préférentielle d’absorption par les plantes et la plus disponible. Les nitrates peuvent facilement être dissous dans l’eau et ainsi être transportés.

L’azote organique est l’azote contenu dans la matière organique comme le fumier, les boues et composts municipaux, les déchets d’usines alimentaires, les résidus de papetières et les résidus de culture.

Plusieurs sources d’azotes inorganiques sont utilisées pour la fertilisation des terres agricoles notamment dans les fertilisants commerciaux. Des sources d’azote organiques sont également utilisées: les déjections animales, les résidus de culture, les boues de stations d’épuration municipales, les composts municipaux, les déchets d’usines alimentaires, les résidus de papetière et une large gamme de résidus organiques industriels.

L’azote peut avoir plusieurs impacts environnementaux et sur la santé humaine et animale. En ce qui a trait à la santé, la consommation d’eau et d’aliments à teneur élevée en nitrates peut entraîner la méthémoglobinémie (syndrome du bébé bleu), une maladie qui affecte le système de transport de l’oxygène dans le sang chez les enfants de moins de 6 mois. L’ingestion d’eau ou d’aliments à haute teneur en nitrates peut entraîner l’empoisonnement du bétail.

Dans l’environnement, le lessivage des nitrates contamine les eaux souterraines qui seraient alors impropres à la consommation humaine, particulièrement par les enfants. L’azote soluble ou attaché aux sédiments qui ruisselle vers les eaux de surface peut dégrader la qualité de l’eau et la diversité biologique ou encore entraîner l’eutrophisation. L’acide nitrique qui entre dans les écosystèmes sous forme de précipitations ou de particules solides est la source des pluies acides qui causent des dommages à la végétation, acidifient les eaux de surface et réduisent la biodiversité dans les milieux aquatiques (Hamoudi, 2007).

Tableau 1.1.2 : Critères de qualité de l’eau pour l’azote
Critère Nitrites-nitrates Nitrites Nitrates Azote ammoniacal
PRÉVENTION DE
LA CONTAMINATION (EAU ET ORGANISMES AQUATIQUES)
10 mg/L 1 10 mg/L N

0,2 mg/L N: La présence d’azote ammoniacal à des concentrations plus élevées peut compromettre l’efficacité de la désinfection.

1,5 mg/L N: Au-delà de cette concentration, les propriétés organoleptiques ou esthétiques de l’eau de consommation pourront être altérées.

PROTECTION DES
ACTIVITÉS
RÉCRÉATIVES ET DE
L’ESTHÉTIQUE
CVAA 0,06 mg/L N En fonction de la température et du pH
CVAC 2,9 mg/L N 0,02 mg/L N 2,9 mg/L N En fonction de la température et du pH
Classe B de l’IQBP 1,00 mg/L N 0,50 mg/L N

Outre ces critères, le MDDEFP (maintenant le MDDELCC) spécifie qu’une concentration d’azote totale supérieure à 1 mg/l peut être le signe d’une surfertilisation du milieu aquatique.

Les matières en suspension

Les matières en suspension (MES) dans l’eau sont toutes les particules solides et insolubles présentes dans l’eau. Elles sont constituées d’un mélange de particules de limons, d’argile, de matière organique et de microorganismes qui sont maintenus en suspension dans la colonne d’eau par la turbulence de l’eau (Roche, 2011). Plus l’eau en contient, plus elle est turbide.

La quantité de MES dans l’eau dépend de l’érosion naturelle, du ruissellement et de la prolifération des algues (McNeely et al., 1980). Les activités anthropiques peuvent influencer ces processus naturels, soit en accélérant l’érosion des sols (coupes forestières, agriculture, etc.), soit en rejetant des effluents industriels ou municipaux directement dans le milieu hydrique (Roche, 2011).

Tableau 1.1.3 : Critères de qualité de l’eau pour les matières en suspension et la turbidité
Paramètre Protection des activités récréatives et de l’esthétique CVAA CVAC Classe B de l’IQBP
Matières en suspension Augmentation maximale de 25 mg/l par rapport à la concentration naturelle**Dans le cas de rejets industriels ou urbains. Augmentation moyenne maximale de 5 mg/L par rapport à la concentration naturelle**Dans le cas de rejets industriels ou urbains.  13 mg/L
Turbidité La turbidité de l’eau ne doit pas dépasser de plus de 5,0 uTN la turbidité naturelle lorsque celle-ci est faible (< 50 uTN). Augmentation maximale de 8 uTN par rapport à la concentration de fond**Dans le cas de rejets industriels ou urbains. Augmentation moyenne maximale de 2 uTN par rapport à la concentration naturelle**Dans le cas de rejets industriels ou urbains.

Distribution des problèmes sur le territoire

Bassin versant Localisation spécifique Description du problème Statut
Saint-Charles Rivière Saint-Charles La qualité de l’eau se dégrade de l’amont vers l’aval où des dépassements ont été observés pour les MES et le phosphore. Existant / À documenter
Rivière du Berger Des dépassements des critères ont été observés pour le phosphore (0,03 mg/L) à toutes les stations sur la rivière du Berger. Existant / À documenter
Rivière Lorette Des dépassements des critères ont été observés pour le phosphore (0,03 mg/L), les nitrites-nitrates (2,9 mg/L), et les matières en suspension (13 mg/L) aux stations de la rivière Lorette. Existant / À documenter
Saint-Charles (bassin versant prise d’eau*) Rivière Nelson Des dépassements des critères ont été observés pour le phosphore (0,03 mg/L) et les matières en suspension (13 mg/L) à toutes les stations du bassin versant de la rivière Nelson. Existant / À documenter
Rivière Jaune

Les concentrations médianes de phosphore dans la rivière Jaune indiquent un milieu mésotrophe.

Existant / À documenter
Lac Saint-Charles Le lac Saint-Charles aurait atteint ou dépassé sa capacité de support en phosphore. Existant
Lac Delage Une augmentation des apports de phosphore vers le lac pourrait accélérer le processus d’eutrophisation. Vulnérable
Décharge du lac Delage Les concentrations en phosphore total dépassent le seuil de 10 µg/L dans 7/16 échantillons. Existant
Rivière des Hurons et ses tributaires Malgré quelques dépassements, la médiane respecte les critères pour le phosphore et les matières en suspension en ce qui concerne la rivière des Hurons. En raison de la construction de l’autoroute 73, des dépassements importants ont été observés à la station témoin sur la rivière Noire. Existant
Lac Durand Le lac Durand serait mésotrophe selon les concentrations en phosphore observées en 2001 et 2007. Existant / À documenter
Cap Rouge Rivière du Cap Rouge La médiane des concentrations en phosphore de la majorité des stations sur la rivière du Cap Rouge dépasse le critère de 0,03 mg/l. Existant / À documenter
Beauport Rivière Beauport Quelques dépassements pour le phosphore et les matières en suspension ont été mesurés. La qualité de l’eau se dégrade de l’amont vers l’aval.  Existant / À documenter
Saint-Augustin Lac Saint-Augustin Les concentrations en phosphore total en surface du lac Saint-Augustin sont représentatives des lacs eutrophes. Existant
Tributaires du lac Saint-Augustin Quelques dépassements des critères pour le phosphore et les MES ont été mesurés dans certains tributaires du lac Saint-Augustin. Existant / À documenter
Du Moulin Ruisseau du Moulin Tous les échantillons prélevés possèdent des concentrations en phosphore total de plus de 30 µg/ml et de matières en suspension de plus de 25 mg/l. Existant / À documenter
Ensemble du territoire Plusieurs lacs et cours d’eau Il y a de nombreux lacs et cours d’eau sur le territoire pour lesquels il n’y a pas d’information disponible, ou pour lesquels l’information est désuète ou incomplète. À documenter

* Le lac et la rivière Saint-Charles représentent la source d’eau potable la plus importante pour la Ville de Québec. La prise d’eau se situe à 11 km en aval du lac Saint-Charles, à la hauteur du Château d’eau, et son bassin versant fait environ 348 km2.

Bassin versant de la rivière Saint-Charles

Rivière Saint-Charles

Nature du problème

Figure 1.1.1 : Médiane des concentrations de phosphore total (mg/l) mesurées à la station du pont Dorchester de 1994 à 2011 (MDDEFP, 2012)

La Banque de données sur la qualité du milieu aquatique (BQMA) fournit un historique des données sur les concentrations en phosphore total à différentes stations sur la rivière Saint-Charles. À la station du pont Dorchester (5090017*) la tendance des concentrations en phosphore est à la baisse et la médiane des données est égale ou inférieure à 0,03 mg/L depuis 2004.

Figure 1.1.2 : Concentrations de phosphore total mesurées dans la rivière Saint-Charles et le ruisseau des Eaux Fraîches, campagne 2011 (APEL, 2012)

La campagne d’échantillonnage de l’APEL en 2011 donne les résultats pour l’ensemble de la rivière Saint-Charles et pour une station sur le ruisseau des Eaux Fraîches. Malgré quelques dépassements, la médiane des données se trouve toujours en deçà du critère de 0,03 mg/L.

Pour ce qui est de l’azote, les données de la BQMA de 1995 à 2011 indiquent qu’il n’y a eu aucun dépassement des critères pour l’azote ammoniacal (critère variable) et les nitrites nitrates (2,9 mg/l) aux stations de la rivière Saint-Charles. L’azote n’est donc pas une problématique pour la rivière Saint-Charles.

Figure 1.1.3: Médiane des concentrations de solides en suspension et des valeurs de turbidité mesurées de 1994 à 2013 à la station du pont Dorchester près de l’embouchure de la rivière Saint-Charles (Données tirées de: MDDEFP, 2015; MDDELCC, 2015)

Figure 1.1.4 : Concentrations de MES mesurées dans la rivière Saint-Charles et le ruisseau des Eaux Fraîches, campagne 2011 (APEL, 2012)

Les données de la BQMA de 1994 à 2013  à la station du pont Dorchester montrent que la turbidité et les solides en suspension suivent la même tendance. Ces deux paramètres sont très variables, mais depuis 1995, la médiane des  concentrations de solides en suspension n’a jamais dépassé la valeur guide de 13 mg/l. Il faut noter cependant que les données de la BQMA, qui proviennent de Réseau-Rivière, sont récoltées à date fixe, indépendamment de la météo. La présence de solides en suspension dans les cours d’eau dépend fortement des épisodes de pluie qui entraînent le lessivage des sols par les eaux de ruissellement dans le bassin versant. Pour ce qui est de la turbidité, la concentration naturelle n’est pas connue, il n’est donc pas possible de déterminer quel critère doit être utilisé.

En 2011, la médiane des données pour les MES ne dépasse à aucune des stations la valeur guide de 13 mg/l. Par contre, des mesures plus élevées ont été mesurées de façon plus régulière en aval.

Cause (s) du problème

On pourrait s’attendre à ce que la mise en service des 12 réservoirs de rétention de la rivière Saint-Charles ait un effet de réduction sur les concentrations en phosphore et de matières en suspension. En effet, le fait de capter les eaux pluviales pour les diriger vers la station d’épuration devrait réduire les charges en contaminant acheminées vers la rivière.  Ainsi, on observe une tendance à la baisse depuis 2002 des concentrations en phosphore à la station du pont Dorchester. Toutefois, il n’est pas possible d’établir un lien de causalité. En ce qui concerne les matières en suspension, la variabilité demeure depuis les dix dernières années et la tendance semble aller vers une augmentation depuis 2005.

Des études menées par Laganière en 1984 et par Asseau en 1993 sur la provenance, la nature et la quantité des sédiments transportés par les eaux de la rivière du Berger montrent que la rivière du Berger apporte entre 549 m3 et 713 m3 de sédiments à la rivière Saint-Charles ce qui représente 16 % des sédiments transportés annuellement par la rivière Saint-Charles (Poirier, 1999). D’autres tributaires sont également susceptibles d’amener une charge importante de MES vers la rivière Saint-Charles, tout comme les eaux de ruissellement.

Effet (s)

Le critère de protection des activités récréatives et de l’esthétique pour le phosphore total (0,03 mg/l) est respecté à la station du pont Dorchester depuis 2009. Les concentrations sont égales ou inférieures au critère depuis 2004. Le MDDEFP précise que «ce critère de qualité vise à limiter la croissance excessive d’algues et de plantes aquatiques dans les ruisseaux et les rivières», mais que cependant «Certains facteurs influencent l’effet potentiel du phosphore. Les principaux facteurs physiques généralement mentionnés sont: le type de substrat, la profondeur, la transparence et la température de l’eau, la vitesse du courant et l’ombrage (Environnement Canada, 2003). Ces caractéristiques ne sont pas prises en compte par les critères de qualité. C’est pourquoi il faut utiliser judicieusement les critères de qualité du phosphore selon le milieu évalué» (Gouvernement du Québec, 2002a). Ainsi, certains facteurs propres à la rivière Saint-Charles tels que sa faible profondeur, sa faible transparence et la basse vitesse de courant pourraient influencer l’effet potentiel du phosphore total mesurées sur l’aspect esthétique du cours d’eau pour les activités récréatives, mais également sur la protection de la vie aquatique relativement à l’effet chronique (Gouvernement du Québec, 2002a).

Les concentrations en coliformes fécaux empêchent également la tenue d’activités récréatives dans la basse Saint-Charles. Pour en savoir plus sur ce sujet, cliquez ici.

La turbidité de l’eau nuit à l’efficacité des agents désinfectants dans le traitement de l’eau potable. Les microorganismes ont tendance à s’absorber sur les particules en suspension. Les particules offrent aux microorganismes une protection contre l’action des agents désinfectants, en particulier le chlore, en plus de fournir la nourriture nécessaire à la multiplication des bactéries (Gouvernement du Québec, 2002b). Les matières en suspension transportés par la rivière Saint-Charles en amont de la prise d’eau potable peuvent donc avoir une incidence sur les traitements de l’eau brute pour la production en eau potable. Des concentrations trop élevées peuvent entraîner des coûts d’exploitation accrus et des investissements additionnels pour assurer la performance de l’usine (Roche, 2010).

Rivière du Berger

Nature du problème

Figure 1.1.5 : Concentrations en phosphore total mesurées dans la rivière du Berger et le ruisseau des Commissaires, campagne 2011 (APEL, 2012)

Figure 1.1.6 : Concentrations de matières en suspension mesurées dans la rivière du Berger et le ruisseau des Commissaires, campagne 2011 (APEL, 2012)

La campagne de suivi de qualité de l’eau de l’APEL en 2011 indique que la médiane des valeurs de phosphore total aux stations de la rivière du Berger et du ruisseau des Commissaires demeure en deçà du critère de 0,03 mg/l. Toutefois, quelques dépassements ont été observés à différentes stations. Les échantillons pris à la station à l’embouchure (BQ15) ont dépassé le critère 6/16 fois (APEL, 2012).

Un seul dépassement de la valeur guide de 1 mg/l pour l’azote total a été détecté dans le cadre de ce suivi à la station témoin de la rivière du Berger (P06RB) (APEL, 2012).

Toujours dans le cadre de ce suivi, la médiane des données pour les matières en suspension demeure également sous le critère de 13 mg/l à toutes les stations. D’ailleurs, la médiane demeure stable, entre 4 et 6 mg/L, de l’amont vers l’aval. Environ 75% des échantillons demeure sous ce critère à toutes les stations sur la rivière du Berger et le ruisseau des Commissaire en 2011 (APEL, 2012).

Cause (s) du problème

Les sédiments transportés par la rivière du Berger proviennent en majeure partie de l’érosion des berges, puis des apports des égouts pluviaux. Des estimations réalisées sur une année donnent 82,4% de sédiments en provenance de l’érosion des berges et 17,6% des égouts pluviaux (Poirier, 1999). Pour en savoir plus sur l’érosion des berges de la rivière du Berger, cliquez ici.

Effet (s)

L’urbanisation, en raison de son effet intrinsèque d’accroissement de l’imperméabilisation du sol,  a un impact de plus en plus important sur le temps de réaction du bassin versant de la rivière du Berger qui se raccourci, ce qui contribue à engendrer des débits de pointe élevés suite à des événements pluviométriques importants. C’est ainsi que les processus d’érosion s’accélèrent et mettent en circulation des matières en suspension dans le cours d’eau. Le prolongement de l’autoroute Robert-Bourassa, dont le chantier débutait en 2004 et la mise en service en 2006, correspond à la période où la turbidité et les matières en suspension ont repris leur ascension dans la rivière Saint-Charles. Les matières en suspension transportées par la rivière du Berger se déversent dans la rivière Saint-Charles en même temps que ses eaux. Il n’est toutefois pas possible d’établir une relation de cause à effet entre la construction du boulevard urbain et l’augmentation de la turbidité et des matières en suspension dans la rivière Saint-Charles. Des analyses supplémentaires seraient nécessaires. Pour connaître les données sur la turbidité et les matières en suspension dans la rivière Saint-Charles cliquez ici.

La présence de matières en suspension peut être nuisible à l’ichtyofaune. Pour plus d’informations sur ce sujet, cliquez ici.

Rivière Lorette

Nature du problème

Figure 1.1.7 : Concentrations de phosphore total mesurées dans la rivière Lorette, campagne 2011 (APEL, 2012)

La médiane des concentrations en phosphore total mesurée en 2011 aux deux stations de la rivière Lorette respecte le critère de 0,03 mg/l. Des dépassements ont toutefois été observés pour ces deux stations (APEL, 2012).

Pour ce qui est de l’azote total en 2011, la médiane aux deux stations se situe également sous le critère (1mg/l). La médiane des concentrations de nitrites-nitrates respecte le critère de 2,9 mg/l pour les deux stations. Toutefois la médiane de la station BQ14 atteint plus du triple de la valeur de la station P02RL (APEL, 2012).

Figure 1.1.8 : Concentrations d’azote total (à gauche) et des nitrites-nitrates (à droite) mesurées dans la rivière Lorette, campagne 2011 (APEL, 2012)

Figure 1.1.9 : Concentrations de matières en suspension mesurées dans la rivière Lorette, campagne 2011 (APEL, 2012)

Quant aux matières en suspension, la médiane des données respecte la valeur guide de 13 mg/l aux deux stations, quelques dépassements sont observés, mais leur fréquence n’atteint pas 50% (APEL, 2012).

Cause (s) du problème

L’agriculture ainsi que l’urbanisation caractérisent l’occupation du sol du bassin versant de la rivière Lorette. Toutefois, les causes exactes ne sont pas identifiées. Un plus grand nombre de stations d’échantillonnage, notamment en milieu agricole, permettrait de mieux cibler les sources de pollution.

Effet (s)

Les charges en nutriments et en matières en suspension transportées par la rivière Lorette se déversent dans la rivière Saint-Charles. Les autres impacts des concentrations de ces polluants dans la rivière Lorette ne sont pas connus actuellement.

Rivière Nelson

Nature du problème

1.1.10 : Concentrations de phosphore total mesurées dans le ruisseau Savard et la rivière Nelson, campagne 2011 (APEL, 2012)

Figure 1.1.11 : Concentrations de matières en suspension mesurées dans le ruisseau Savard et la rivière Nelson, campagne 2011 (APEL, 2012)

La qualité de l’eau de la rivière Nelson et d’un de ses tributaires, le ruisseau Savard, a été mesurée en 2011 par l’APEL. Malgré quelques dépassements, la médiane des concentrations en phosphore total demeure en dessous du critère de 0,03 mg/L à toutes les stations du bassin versant (APEL, 2012).

Pour ce qui est de l’azote total, deux stations présentent des dépassements de la valeur guide de 1 mg/L: E33 avec 2/16 échantillons et celle du ruisseau Savard (P02RN) pour 4/16 échantillons (APEL, 2012).

Plusieurs valeurs élevées ont été recensées pour les matières en suspension à toutes les stations. Malgré ces dépassements, la médiane des concentrations respecte le critère de 13 mg/L à toutes les stations et plus de 75% des échantillons à toutes les stations sont en deçà de ce critère, à l’exception de la station E35 dont la fréquence de dépassement se situe tout de même autour de 25% (APEL, 2012).

Cause (s) du problème

Comme caractéristique naturelle du bassin versant de la rivière Nelson, la capacité de drainage, n’étant pas parfaite, peut favoriser le transport du phosphore vers le réseau hydrique (Roche, 2010).

De plus, certaines activités humaines et l’occupation du sol dans le bassin versant pourraient avoir un impact sur la qualité de l’eau du ruisseau Savard et de la rivière Nelson.  On note entre autres les activités d’élevage, dans le sous-bassin de la rivière Nelson, on trouve 11 producteurs de volailles. Toutefois, des mesures ont été prises pour diminuer l’élevage extérieur et entreposer les fumiers ce qui devrait avoir pour effet de diminuer les apports en nutriments (Roche, 2010).

En ce qui a trait à l’urbanisation du territoire, les zones urbaines occupent 9,8 % du territoire du sous-bassin de la rivière Nelson. Avec l’occupation urbaine du territoire viennent les infrastructures municipales. Dans le bassin versant de la prise d’eau potable de la rivière Saint-Charles, il existe 8 points de surverses permettant des débordements d’eaux usées aux cours d’eau. Quatre de ces points se trouvent dans le sous-bassin de la rivière Nelson. Le réseau pluvial comporte des conduites pluviales, dont 53 dans le sous-bassin de la rivière Nelson, qui représentent une pression sur le réseau hydrique naturel. Ces conduites pluviales qui se déversent directement dans les cours d’eau constituent des voies préférentielles d’écoulement de l’eau et alimentent la problématique de l’érosion. Elles transportent également des contaminants comme des hydrocarbures, des métaux lourds et des sels de déglaçage (Roche, 2010).

Les zones récréotouristiques, qui occupent 0,7 % du sous-bassin de la rivière Nelson, peuvent avoir un impact sur la qualité de l’eau. On note la présence d’un terrain de golf, adjacent à la rivière Nelson. Le golf Val-Bélair, qui semblait évacuer ses eaux de ruissellement dans le ruisseau Savard, un tributaire de la rivière Nelson, est quant à lui fermé depuis quelques années. Des sentiers de véhicules tout-terrain ont été observés près de la rivière Nelson, une pratique qui affecte le lit de la rivière et cause de l’érosion (Roche, 2010).

D’autres types d’activités comme l’exploitation de carrières et sablières peuvent avoir un impact sur la rivière. Une carrière de granit ainsi qu’une sablière et une gravière sont exploitées dans le sous-bassin de la rivière Nelson (Roche, 2010).

Dans l’ensemble, les surfaces imperméables et les milieux ouverts, qui totalisent 10,1 %, en relation avec une faible couverture forestière (67,8 %) favorisent l’arrivée rapide de l’eau vers les cours d’eau et le ruissellement de l’eau en surface. Ainsi, les débits de crue et les variations du niveau de la rivière sont augmentés et contribuent à l’érosion du sol et des talus des rivières. L’érosion est à son tour à l’origine d’une partie de la contamination (Roche, 2010).

Les eaux de ruissellement urbaines et agricoles contribuent aux apports en nutriments et aux matières en suspension dans le cours d’eau. Il n’est toutefois pas possible de déterminer les charges en lien avec les différentes sources avec précision en fonction de l’état actuel des connaissances.

Effet (s)

Les nutriments et les matières en suspension transportés par le ruisseau Savard et la rivière Nelson se retrouvent dans la rivière Saint-Charles en amont de la prise d’eau potable. Les matières en suspension peuvent avoir une incidence sur les traitements de l’eau brute pour la production en eau potable. Des concentrations trop élevées peuvent entraîner des coûts d’exploitation accrus et des investissements additionnels pour assurer la performance de l’usine (Roche, 2010).

Les effets de la contamination du ruisseau Savard et de la rivière Nelson en tant que tels ne sont pas spécifiquement connus en dehors des activités de contact primaire et secondaire qui sont limitées par la présence de phosphore et de matières en suspension lorsque des dépassements des critères sont observés.

Rivière Jaune

Nature du problème

Figure 1.1.12 : Concentrations de phosphore total mesurées dans la rivière Jaune et le ruisseau du Valet, campagne 2011 (APEL, 2012)

Figure 1.1.13 : Concentration de matières en suspension mesurées dans la rivière Jaune et le ruisseau du Valet, campagne 2011 (APEL, 2012)

La qualité de l’eau de la rivière Jaune et d’un de ses tributaires, le ruisseau du Valet, a été mesurée en 2011 par l’APEL. Quelques échantillons (6/16) prélevés à la station E28 près de l’embouchure présentent des dépassements du critère de 0,03 mg/L pour le phosphore (APEL, 2012). Selon le cadre d’orientation du CCME, les concentrations médianes de phosphore aux différentes stations de la rivière Jaune indiquent un milieu mésotrophe (Roche, 2010).

Pour l’azote total, deux dépassements du critère de 1 mg/L ont été observés à la station E58, et un dépassement a été observé à la station du ruisseau du Valet (E24) (APEL, 2012).

Quelques dépassements du critère de 13 mg/L ont également été observés relativement aux matières en suspension. La médiane des concentrations demeure toutefois en deçà du critère, pour chaque station et la fréquence de dépassement n’excède pas 25% (APEL, 2012).

Cause(s) du problème

Les fortes concentrations en phosphore total obtenues les 11, 12 et 26 mai sont reliées, selon la Ville de Québec, aux mouvements de sol à l’ouest de la côte de la Sucrerie, au nord de l’arrondissement de Charlesbourg (APEL, 2012).

Outre cela, il n’est pas possible d’identifier de manière précise les causes des dépassements des critères pour le phosphore total, l’azote total et les concentrations élevées de matières en suspension. Cependant, certaines caractéristiques du bassin versant offrent une piste de réflexion. Certaines zones (lignes de transport d’énergie, centre de ski Le Relais, chemins d’accès aux développements en zones de fortes pentes et zones où le sol est à nu) où la couverture végétale est absente sont plus exposées à l’érosion et au transport sédimentaire vers l’aval en raison de la pente plus prononcée et de la faible épaisseur du sol  (Roche, 2010).

De manière générale, l’occupation du territoire dans le bassin versant peut fournir quelques éléments supplémentaires pour formuler des hypothèses quant aux sources de pollution diffuse. Les zones urbaines couvrent 8,1 % du territoire du sous-bassin versant de la rivière Jaune. La population a augmenté de 375,1 % dans la municipalité de Lac-Beauport entre 1971 et 2006 pour atteindre 6081 habitants en 2006. Une grande partie des nouveaux développements résidentiels établis entre 2000 et 2006 s’est réalisé dans les bassins versants de la rivière Jaune et de la rivière des Hurons. Avec une grande proportion de route asphaltée (2,3 %), ces surfaces imperméables favorisent le ruissellement ce qui augmente les débits de pointes et facilite le transport de contaminants vers les cours d’eau (Roche, 2010).

Avec l’occupation urbaine du territoire viennent les infrastructures municipales. Dans le bassin versant de la prise d’eau potable de la rivière Saint-Charles, il existe 8 points de surverse permettant des débordements d’eaux usées aux cours d’eau. Un de ces points se trouve dans le sous-bassin de la rivière Jaune. Le réseau pluvial comporte des conduites pluviales, dont 35 dans le sous-bassin de la rivière Jaune, qui représentent une pression sur le réseau hydrique naturel. Ces conduites pluviales qui se déversent directement dans les cours d’eau constituent des voies préférentielles d’écoulement de l’eau et alimentent la problématique de l’érosion. Elles transportent également des contaminants comme des hydrocarbures, des métaux lourds et des sels de déglaçage (Roche, 2010).

Avec l’occupation résidentielle du territoire, les résidences isolées du réseau d’égout sanitaire représentent une charge supplémentaire de pollution aux cours d’eau. L’information sur la conformité des systèmes de traitement autonomes dans le bassin versant de la rivière Jaune permettrait d’évaluer l’ampleur de l’apport en phosphore en provenance de cette source.

Ajoutée à cela, l’exploitation forestière, quoique minime, a été observée dans le sous-bassin de la rivière Jaune. Certaines zones de coupe ont été identifiées au nord de la municipalité de Lac-Beauport sur des photos aériennes. Un golf est également exploité sur le territoire du sous-bassin versant de la rivière Jaune. (Roche, 2010).

Effet(s)

Les nutriments et les matières en suspension transportés par le ruisseau du Valet et la rivière Jaune se retrouvent dans la rivière Saint-Charles en amont de la prise d’eau potable. Les matières en suspension peuvent avoir une incidence sur les traitements de l’eau brute pour la production en eau potable. Des concentrations trop élevées peuvent entraîner des coûts d’exploitation accrus et des investissements additionnels pour assurer la performance de l’usine (Roche, 2010).

Les effets de la contamination du ruisseau du Valet et de la rivière Jaune en tant que tels ne sont pas spécifiquement connus en dehors des activités de contact primaire et secondaire qui sont limitées par la présence de phosphore et de matières en suspension lorsque des dépassements des critères sont observés.

Lac Saint-Charles

Nature du problème
Tableau 1.1.4 : Valeurs de certains des paramètres physico-chimiques mesurés en 1980 au lac Saint-Charles le 2 mai et le 12 août (Données tirées de Alain, 1981)
Variable 2 mai 12 août
Solides en suspension (mg/l) 1,00
Azote Kjeldahl (mg/l) 0,07 0,13
Azote ammoniacal (mg/l) 0,01 0,03
Nitrates-Nitrites (mg/l) 0,38 0,17
Azote total (mg/l) 0,45 0,3
Phosphore total (mg/l) 0,012
Phosphore inorganique 0,006

En 1980, deux échantillonnages ont été réalisés immédiatement après le brassage printanier (2 mai) et lors de la période de stratification thermique d’été (13 août). La station d’échantillonnage était alors localisée en surface au centre du bassin nord du lac Saint-Charles. À l’époque, la profondeur atteignait un maximum de 17 m de profondeur selon les données récoltées (Alain, 1981). Par la suite, cette station a  toujours été utilisée pour les suivis des paramètres physico-chimiques.

Depuis, des données ont été récoltées en 1996, 1997, 2007 et 2008. Le mémoire de maîtrise de Bourget, 2011, évalue l’évolution de plusieurs variables limnologiques importantes du lac Saint-Charles à partir des moyennes annuelles de 2007-2008, comparées avec celles mesurées en 1996-1997.

variableslimno_St-Charles_96-97-07-08

Tableau 1.1.4. ANOVA à une voie des variables limnologiques mesurées en surface au centre du bassin nord du lac Saint-Charles entre le 15 juin et le 6 novembre pour les années 1996, 1997, 2007 et 2008 (Bourget, 2011)

Le nombre d’échantillons ayant servi à calculer la moyenne et l’écart-type au tableau 1.1.4 est donné dans le tableau suivant.

Tableau 1.1.5 : Nombre d’échantillons prélevés en surface au centre du bassin nord du lac Saint-Charles entre le 11 juillet et le 26 oct. 1996, le 19 juin et le 13 oct. 1997, le 15 juin et le 6 nov. 2007 et 2008 et qui ont servi à calculer la moyenne et l’écart-type au tableau 1.1.4 (Données tirées de Légaré, 1998; Bourget, 2011)
Variable 1996 1997 2007 2008
PT 6 (+ 21 mai) 12 16
Nitrates 6 5 12 16
Cond. 6 5 12 16
NT 6 5 12 16
pH 7 (+10 nov) 5 12 16
Secchi 6 5 12 16
Chl α 7 (+10 nov) 5 12 16

Les rapports azote total (NT) : phosphore total (PT) mesurés en 2007 et en 2008 sont respectivement de 35:1 et de 42:1. En considérant qu’un rapport N:P supérieur à 7:1 par masse traduit une limitation en phosphore alors qu’un rapport inférieur à 7:1 par masse signifie une limitation en azote, on peut conclure que les rapports indiquent que c’est le phosphore qui limite la croissance du phytoplancton au lac Saint-Charles.

Bourget à évalué les variations à l’aide de tests statistiques (ANOVA: analyses de variance) à une voie, suivies d’analyses de comparaisons multiples par paires à l’aide de la méthode de Tuckey. Dans les cas où la normalité des distributions (test de Shapiro-Wilk) ou l’homogénéité des variances (test de Levene) n’était pas respectée, une ANOVA de rangs à une voie par la méthode de Kruskal-Wallis a été utilisée. Le test de Dunn a été utilisé pour toutes les comparaisons multiples suivant une ANOVA de rangs où les groupes de traitement avaient des tailles différentes (Bourget, 2011).

Dans le but d’analyser l’évolution du lac, les valeurs moyennes des variables limnologiques mesurées au centre du bassin nord lors de la période d’étude (2007-2008) ont été comparées avec celles mesurées en 1996-1997 à la même station. Les ANOVA à une voie réalisées par Bourget entre les valeurs de 1996, 1997, 2007 et 2008 ne révèlent pas de différence significative entre les années pour le phosphore total et le nitrate. Par contre une différence significative a pu être observée pour ce qui est de l’azote total (Bourget, 2011).

Bourget apporte cependant une importante nuance. La variation pourrait s’expliquer par une divergence de méthodes de traitement des échantillons. De plus, Bourget mentionne que des données mesurées par le MDDEP en 2010 à l’exutoire du lac Saint-Charles montrent de fortes fluctuation saisonnières, mais n’indiquent pas de tendance à long terme sur la période de 1998 à 2011 (Bourget, 2011).

Azote_exutoire_lsc_1998_2011

Figure 1.2.5: Concentrations d’azote total, d’azote ammoniacal et de nitrites-nitrates mesurées mensuellement à l’exutoire du lac Saint-Charles (Bourget, 2011)

Les matières en suspension n’ont pas été mesurées directement dans le lac Saint-Charles après 1980. Toutefois, des données sur la transparence de l’eau ont été recueillies, la section 1.2 sur l’eutrophisation inclue les résultats de cette analyse.

Cause(s) du problème

Tableau 1.1.6 : Médianes des concentrations de PT mesurées, des débits modélisés et mesurés ainsi que la charge en PT des affluents du lac Saint-Charles (de 2007 à 2008), des stations d’épuration des eaux usées des municipalités de Lac-Delage et des cantons-unis de Stoneham-et-Tewkesbury (de 2006 à 2008) et de la décharge du lac Saint-Charles (de 2007 à 2008).

Les apports en phosphore du lac Saint-Charles proviennent majoritairement de la rivière des Hurons puisqu’elle transporte la plus grande partie de la charge en eau au lac. Il existe une relation positive dans la rivière des Hurons entre la concentration de phosphore total et le débit de cette rivière. Les événements de pluie pourraient donc avoir de forts impacts sur les apports en phosphore en provenance de la rivière des Hurons (APEL, 2009). Les charges en phosphore total en provenance des stations d’épuration ont été estimées, et elles auraient un impact important sur les deux principaux affluents du lac Saint-Charles. La charge de la station de la municipalité des cantons-unis de Stoneham-et-Tewkesbury représenterait 10% de celle de la rivière des Hurons. Celle de la Ville de Lac-Delage ajouterait une charge de 200% à la décharge du lac Delage. Les apports en phosphore des stations d’épuration sont immédiatement disponible pour le phytoplancton. Dans une moindre mesure, les 38 petits affluents du lac Saint-Charles, des ruisseaux, des fossés et des conduites pluviales, contribuent également à la charge en phosphore total du lac Saint-Charles. Une évaluation sommaire a été réalisée afin de quantifier la charge de Ptotal annuelle transportée au lac par ces affluents lors des pluies. Pour l’ensemble des événements de pluie d’une année, ces petits affluents contribueraient, dans leur ensemble, à 3% de la charge de phosphore total arrivant au lac (APEL, 2009).

Tableau 1.1.7 : Occupation du sol dans la bande riveraine du lac Saint-Charles en 2007 (APEL, 2009)

Selon les données de 2007, l’état des rives du lac Saint-Charles ne permettrait pas de limiter les apports en nutriments et en sédiments dans le lac. La bande riveraine autour du lac est assez artificialisée, et ce, principalement dans les zones résidentielles. À plusieurs endroits, la bande riveraine semble insuffisante pour permettre une protection adéquate contre les polluants transportés vers le lac par le ruissellement (cliquez ici pour voir la carte). Un degré d’artificialisation assez élevé caractérise également les rives de l’ensemble du réseau hydrique alimentant le lac Saint-Charles (APEL, 2009). Depuis 2007, la renaturalisation des berges a été imposée autour du lac. Ainsi, les pourcentages de recouvrement par la végétation pourraient avoir changé considérablement. Une nouvelle diagnose du lac Saint-Charles a été réalisée en 2012. Les nouvelles données seront intégrées dès que disponibles. Selon la Politique de protection des rives et des plaines inondables, il est recommandé de conserver une bande riveraine entièrement recouverte de végétation naturelle sur une profondeur minimale de 10 à 15 m. Il s’agit d’une protection minimale pour les lacs.

L’étude limnologique du haut-bassin de la rivière Saint-Charles (APEL, 2009) comprend une section sur la modélisation des apports en phosphore au lac Saint-Charles. Ainsi, différents modèles ont été utilisés pour déterminer les apports en phosphores à partir des différentes sources dans le bassin versant, mais également les concentrations naturelles dans le lac. Grâce à ces données, la capacité de support du lac a été évaluée en fonction du critère suggéré par le Conseil canadien des ministres de l’environnement (CCME). Selon ce critère, l’augmentation de la concentration de phosphore naturel ne devrait pas être supérieure à 50% sans toutefois dépasser 10 µg/l si les concentrations naturelles sont inférieures à 10 µg/l. Les modèles utilisés par l’APEL indiquent que les activités anthropiques seraient responsables d’une augmentation des concentrations de phosphore dans le lac Saint-Charles de l’ordre de 48% à 109% par rapport aux concentrations naturelles évaluées entre 4,6 µg/l et 7,4 µg/l. À l’aide des modèles utilisés par l’APEL, on peut dire que selon le critère du CCME, le lac Saint-Charles aurait atteint ou dépassé sa capacité de support en phosphore (APEL, 2009).

Effet(s)

Malgré les concentrations assez faibles de phosphore total dans le lac, les apports en nutriments sont suffisants pour permettre la formation de fleurs d’eau de cyanobactéries. Le processus d’eutrophisation est à un stade critique et des cyanobactéries au potentiel toxique, soit Microcystis aeruginos ont été retrouvées en grande quantité. L’apparition de cyanobactéries est une problématique susceptible de se reproduire. (APEL, 2009). En effet, selon les valeurs de phosphore total mesurées, le lac Saint-Charles peut être qualifié de oligo-mésotrophe (cliquez ici afin d’en savoir plus sur l’eutrophisation des lacs sur le territoire de la zone) en fonction des classes des niveaux trophique des lacs (APEL, 2009).

Lac Delage

Nature du problème

Tableau 1.1.8 : Concentrations en phosphore total obtenues en surface du lac Delage entre 1980 et 2007 (APEL, 2009)

Selon la diagnose du lac Delage réalisée en 2007, la concentration en phosphore total en surface du lac Delage était alors de 6,2 µg/L, et semble être restée constante depuis 1980 (APEL, 2009). Il convient toutefois d’être prudent dans l’interprétation de ces données. Le phosphore est un paramètre qui peut s’avérer très variable en fonction des conditions hydrologiques. Bien qu’il semble y avoir une stabilité dans les valeurs, le faible nombre d’échantillons ne permet donc pas de confirmer hors de tout doute qu’il n’y a aucune variation significative. Le positionnement du phosphore total dans la classe oligotrophe laisse sous-entendre que le phosphore est un facteur limitant la croissance des algues planctoniques au lac Delage. Une nouvelle diagnose a été réalisée au lac Delage en 2012. Les résultats seront intégrés dès que disponibles.

Figure 1.1.14 : Phosphore total (μg/L) mesuré à différentes profondeurs du lac Delage en 2007 (APEL, 2009)

Entre juin et septembre 2007, la concentration en phosphore total s’est maintenue en surface du lac Delage. Un pic a été observé dans le métalimnion au cours de l’été, probablement en raison de l’accumulation de phytoplancton vivant, de sédiments et de débris organiques, ce qui est attribuable au fort gradient de densité de l’eau dans cette couche. En août et septembre 2007, la concentration en phosphore augmente avec la profondeur, ce qui pourrait résulter d’une libération du phosphore à l’interface sédiment-eau en période anoxique et/ou d’une accumulation importante de matière organique dans la couche profonde du lac. La libération du phosphore à l’interface sédiment-eau est un phénomène qui peut être observé dans les lacs où il y a un hypolimnion anoxique et où la libération du phosphore est régie par des processus de réduction avec le fer. Le potentiel redox joue un rôle dans la remise en circulation du phosphore accumulé dans les sédiments au fond du lac. Lorsque l’oxygène est présent dans l’hypolimnion, une couche de minéraux d’oxyde de fer retient le phosphore à l’interface sédiments-eau. Au moment où l’oxygène est complètement épuisé dans l’hypolimnion, les minéraux de fer sont réduits, au potentiel redox très bas, caractéristique des eaux anoxiques, puis dissous et relâchent le phosphore vers les eaux de surface. Les liaisons chimiques qui retiennent le phosphore dans les sédiments sont plus stables lorsque le milieu est oxygéné. Lorsqu’il y a anoxie, les liaisons chimiques peuvent se briser et le phosphore peut être libéré dans la colonne d’eau. Les données recueillies au lac Delage au cours de cette étude laissent croire qu’une libération du phosphore par les sédiments du lac Delage se produit pendant l’été, mais ne permettent pas d’accepter l’hypothèse avec certitude puisque d’autres facteurs peuvent entraîner la libération du phosphore ou favoriser la stabilité des liaisons. Une étude plus poussée serait nécessaire pour comprendre les échanges de phosphore entre les sédiments et l’eau au lac Delage (APEL, 2009).

Cause(s) du problème

Figure 1.1.15 : Délimitation du bassin versant du lac Delage et sa localisation dans le bassin versant de la prise d’eau potable (données du MDDEP) (APEL, 2009)

L’occupation du sol dans le bassin versant du lac Delage peut expliquer les apports en phosphore. Le bassin versant est en majeure partie forestier, par contre l’environnement immédiat du lac, en aval du bassin versant, est urbanisé. On y trouve 245 unités d’habitations et une bonne partie des résidences sont raccordées à un réseau d’égout relié à une usine de traitement par étangs aérés.  Les résidences de l’avenue du Rocher situées à l’ouest du lac ne sont pas raccordées (APEL, 2009). Dans ce secteur, les installations septiques individuelles qui effectuent le traitement des eaux usées des résidences pourraient représenter une source de phosphore additionnelle, mais n’ont pas été identifiées comme telles. Les analyses réalisées dans les tributaires du lac Delage en 2002, 2003 et 2007 indiquent des concentrations en phosphore total supérieures au seuil de protection de 20 µg/L dans environ 25 % des échantillons. Ces valeurs pourraient être dues à l’épandage d’engrais ou des problématiques d’érosion ou encore à un effet de concentration puisqu’elles ont été prises alors que le débit était faible. Un suivi plus régulier permettrait de mieux localiser les sources (APEL, 2009). L’effluent de l’usine d’épuration se jette dans la décharge du lac Delage à environ 50 m en aval. Il peut arriver que le débit de la décharge se dirige vers le lac Delage plutôt que vers le lac Saint-Charles au printemps, et lors des périodes très pluvieuses. Lors des inversions de débit, la décharge peut donc contribuer à enrichir le lac Delage. Le 24 avril 2007 et le 14 juillet 2008, les concentrations de phosphore total arrivant dans le lac Delage par sa décharge dépassaient le seuil de 20 μg/L. En 2008, les concentrations de phosphore total mesurées à l’effluent de l’usine variaient entre 247 μg/L et 374 μg/L. Malgré une bonne performance, cette installation est une source de phosphore notable. Des mesures de phosphore réactif soluble (PRS), immédiatement disponible pour les microalgues, ont été effectuées à la sortie de l’usine en 2008. En juin, 38 μg/L-1 ont été mesurés et 20 μg/L-1 on été mesurés en juillet (APEL, 2009). Les conditions anoxiques observées dans l’hypolimnion du lac Delage pourraient entraîner une libération du phosphore par les sédiments du fond du lac et la formation de gaz nauséabonds et toxiques comme le sulfure d’hydrogène. Les données recueillies en 2007 laissent croire qu’une libération du phosphore s’effectue à partir des sédiments du lac Delage, mais cette hypothèse devra être validée par une étude plus poussée (APEL, 2009).

Tableau 1.1.9 : Occupation du sol dans la bande riveraine du lac Delage en 2007 (APEL, 2009)

L’aménagement actuel des rives prive le lac d’une bonne protection contre les apports de phosphore et de sédiments à cause de la forte proportion de pelouses et de surfaces imperméables qu’on y retrouve. La portion nord-est de la rive est la moins boisée et de manière générale, la bande riveraine de 5 à 15 mètres est artificialisée c’est-à-dire que 1/6 du sol est recouvert de matériaux inertes et imperméables, et comporte peu de végétation naturelle (APEL, 2009).

Effet (s)

L’apport en nutriments dans le lac Delage déclenche le processus de vieillissement et d’eutrophisation du lac. Pour en savoir plus, cliquez ici.

Décharge du lac Delage

Nature du problème

Figure 1.1.16 : Concentrations de phosphore total mesurées à la décharge du lac Delage, campagne 2011 (APEL, 2012)

Figure 1.1.17 : Concentrations de phosphore total mesurées à la décharge du lac Delage, campagne 2010 (APEL, 2011)

Le phosphore total mesuré à la décharge du lac Delage lors de la campagne de suivi de qualité de l’eau de 2011 dépassait 10 µg/L dans 7 échantillons sur 16 (APEL, 2012). En 2010, la médiane des concentrations de phosphore total mesurées en aval de l’usine d’épuration était supérieure au critère de 20  µg/L visant la protection du lac Saint-Charles (APEL, 2011). Aucun échantillonnage en aval de l’usine n’a été réalisé en 2011. En 2011, aucun échantillon ne dépassait le seuil de 1 mg/L pour l’azote total, les valeurs d’azote ammoniacal n’ont pas dépassé celle pour une qualité de l’eau satisfaisante (> 0,5 mg/L) et les valeurs de nitrites/nitrates étaient très faibles (< 0,2 mg/L) en tout temps (APEL, 2012). En 2010, les concentrations de matières en suspensions étaient très basses, autant en amont qu’en aval de l’usine d’épuration (APEL, 2011). En 2011, les données sur les concentrations de MES ne sont pas disponibles, mais aucune augmentation significative n’a été observée (APEL, 2012).

Cause(s) du problème

Les taux élevés en phosphore total à la décharge du lac Delage peuvent être expliqués en partie par le niveau élevé du lac Saint-Charles durant la saison 2011. Durant les jours d’échantillonnage, l’eau à la décharge était soit stagnante ou il y avait écoulement inversé.

Effet(s)

La croissance des microalgues à cet endroit est favorisée par le phosphore réactif soluble (PRS), la chlorophylle-a s’élevant de 44 à 54 μg/L-1. Les cyanobactéries et certaines microalgues ont la capacité de constituer des réserves en phosphore leur permettant de poursuivre leur croissance durant une certaine période après un apport ponctuel. Ces populations peuvent donc migrer vers l’aval et contribuer à la biomasse algale du lac Saint-Charles, tel qu’il est particulièrement susceptible de se produire à la station de lac Delage, située à une centaine de mètres du lac Saint-Charles (APEL, 2009).

Rivière des Hurons et ses tributaires

Nature du problème

Figure 1.1.18 : Concentrations en phosphore total mesurées dans la rivière des Hurons et ses tributaires, campagne 2011 (APEL, 2012)

Le suivi des rivières du bassin versant de la rivière Saint-Charles de 2011 indique entre autres les concentrations de phosphore total, d’azote et de matières en suspension dans la rivière des Hurons, la rivière Noire, la rivière Hibou et la rivière des Trois Petits Lacs. La médiane des concentrations de phosphore total dans la rivière des Hurons ne dépasse jamais 20 µg/l. Pour ce qui est de ses affluents, la même description des résultats s’applique à la rivière Hibou et la rivière des Trois Petits Lacs et la médiane des concentrations respecte le critère de 30 µg/l dans la rivière Noire, mais de nombreux dépassements ont été observés. La station témoin (P07RH) montre les dépassements les plus nombreux (7/16 échantillons) et les plus importants (maximum de 1610 µg/l) (APEL, 2012).

Pour ce qui est de l’azote total, une seule station (E01), à l’embouchure de la rivière des Hurons, présente un dépassement du critère de 1 mg/l,  ce qui s’est produit par temps de pluie.

En ce qui concerne les matières en suspension, la médiane des concentrations dans la rivière des Hurons ne dépasse jamais la valeur guide de 13 mg/L. Dans la rivière Noire, la station témoin (P07RH) présente une fois de plus des dépassements importants avec un maximum de 1280 mg/l et 6/16 échantillons (38%) dépassent la valeur guide de 13 mg/l (APEL, 2012). La rivière Hibou et la rivière des Trois Petits Lacs ne semblent pas présenter de problématique au niveau des matières en suspension.

Figure 1.1.19 : Concentrations des matières en suspension mesurées dans la rivière des Hurons et ses tributaires, campagne 2011 (APEL, 2012)

 

Cause (s) du problème

Les valeurs très élevées et les dépassements importants constatés à la station témoin de la rivière Noire sont «en partie attribuables au chantier de construction de l’autoroute 73, confirmé par des visites de terrain avec le responsable environnemental du chantier et des analyses d’eau du secteur» (APEL, 2012).

Effet (s)

Les critères pour les matières en suspension et en phosphore sont respectés la majorité du temps. Toutefois, le débit de la rivière des Hurons étant important, les charges sont importantes et contribuent aux apports vers le lac Saint-Charles et à la dégradation de son état trophique (APEL, 2012).

Lac Durand

Nature du problème

Tableau 1.1.10 : Concentrations moyennes de phosphore total à la surface du lac Durand en 2001 et en 2007 (APEL, 2009) / Figure 1.1.20 : Phosphore total mesuré à différentes profondeurs du lac Durand en 2001 et en 2007 (Adapté de APEL, 2009 et Bolduc, 2002 )

Les concentrations moyennes de PT retrouvées en surface du lac Durand en 2001 et 2007 varient entre 14,7 μg/L et 21,9 μg/L (APEL, 2009). Selon l’APEL, ces moyennes ne seraient pas significativement différentes (APEL, 2009). Il faut interpréter la valeur du 16 août 2007 en surface avec précaution puisque qu’il n’est pas possible d’identifier à quoi est due cette forte concentration.

Cause (s) du problème

Les apports de phosphore en provenance du bassin versant du lac Durand n’ont pas été quantifiés, mais les sources potentielles de phosphore peuvent être identifiées à partir de l’analyse de l’utilisation du territoire. Les fosses septiques dont sont munies les 256 habitations localisées autour du lac représentent potentiellement une source importante de phosphore. En effet, les sols de la région sont minces et les habitations sont construites dans une zone escarpée, la  capacité de rétention du phosphore dans le sol est donc faible. Les sols nus ou perturbés et les zones d’érosion du bassin versant sont aussi à surveiller puisque les sédiments arrivant au lac peuvent aussi contribuer à l’enrichissement en phosphore (APEL, 2009).

Effet (s)

Les moyennes de phosphore ont augmenté entre 2001 et 2007 ce qui pourrait vouloir dire que le lac montre des signes d’eutrophisation accélérée, toutefois cette tendance n’est pas validée statistiquement puisque les moyennes de 2001 et 2007 ne sont pas significativement différentes (APEL, 2009). De plus, le nombre d’échantillons n’est pas suffisamment élevé pour établir une tendance temporelle. Une seule valeur, prise le 16 août 2007, fait augmenter la moyenne pour classer le lac dans un état mésotrophe avancé. Les autres données prélevées ne permettent pas de conclure à une eutrophisation rapide. Pour en savoir plus sur la problématique, cliquez ici.

Bassin versant de la rivière du Cap Rouge

Rivière du Cap Rouge

Nature du problème

Entre 2005 et 2010, les valeurs en phosphore total pour les stations de suivi régulier variaient entre <0,02 mg/L et 0,61 mg/L. Les médianes des données aux stations en aval de la rivière du Cap Rouge (R-2 à R-5) dépassent le critère de qualité A (30 µg/L). Seule la station témoin (R-1) au ruisseau Guillaume avait une valeur médiane de phosphore total en deçà du critère de qualité de 30 µg/L. Entre 68 % et 75 % des échantillons dépassaient cette limite pour les 4 stations du suivi régulier localisé en aval (Trépanier, 2011).

Les concentrations en phosphore total mesurées dans la rivière du Cap Rouge lors du suivi en zone agricole varient entre <0,07 mg/L et 1,3 mg/L. La médiane des données pour chaque station en milieu agricole dépasse le critère de qualité A (Roche, 2011b). Toutefois, lors du suivi, la limite de détection analytique utilisée pour les analyses du phosphore total était de 0,07 mg/L (70 µg/L), ce qui est supérieur au critère de qualité. En considérant que les stations A-1 (en amont de la rivière du Cap Rouge, au niveau du rang Petit-Capsa) et A-5 (ruisseau de l’Eau Claire) étaient les seules stations qui avaient une valeur médiane de <70 µg/L, on ne sait pas avec certitude si ces stations dépassaient ou non le critère de qualité. Toutefois, les valeurs médianes pour les stations A-2 (rivière du Cap Rouge en aval de l’embouchure ruisseau du Grand-Village), A-3 (ruisseau Béland), A-4 (ruisseau Jaune) et A-6 (rivière du Cap Rouge en aval du secteur agricole) dépassent certainement le seuil du critère de qualité A (Trépanier, 2011).

Les données collectées lors du suivi des tributaires par temps de pluie en 2009 présentent une valeur médiane qui respecte le critère de qualité A pour la station T-1 qui n’est que légèrement en aval de la station A-5 sur le ruisseau d’Eau Claire (n=3). Les données de phosphore recueillies à la station de suivi du tributaire sans nom T-2 qui se trouve à drainer un secteur agricole et industriel ont une valeur de médiane qui dépasse le critère de qualité A à chaque échantillonnage en temps de pluie (100 %, n=3) (Roche, 2010). Pour la station T-3 localisée dans le tributaire sans nom qui draine un territoire résidentiel et commercial ainsi qu’une partie du réseau autoroutier sur le territoire du bassin versant, la valeur de la médiane respecte le critère de qualité A pour le phosphore en temps de pluie (n=3) (Trépanier, 2011).

Figure 1.1.21 : Valeur de la médiane et fréquence de dépassement des concentrations en phosphore dans la rivière du Cap Rouge entre 2005 et 2010 (Trépanier, 2011)

 

Tableau 1.1.11 : Valeurs médianes pour le phosphore et fréquences de dépassement du critère A pour différents suivi de la qualité de l’eau de la rivière du Cap Rouge et de ses tributaires de 2005 à 2010 (Trépanier, 2011)
Campagne de suivi Station n Phosphore total (µg/l)
Valeur de la médiane
Fréquence de dépassement
Suivi régulier (2005-2010) R-1 43 20 21%
R-2 43 50 75%
R-3 43 40 68%
R-4 43 40 70%
R-5 43 40 70%
Suivi agricole (2010) A-1 12 ‹70 42%
A-2 12 90 67%
A-3 12 190 92%
A-4 11 90 64%
A-5 12 ‹70 42%
A-6 12 175 67%
Suivi des tributaires (2009) T-1 3 27 33%
T-2 3 62 100%
T-3 3 23 33%
Cause (s) du problème

Une partie du phosphore qui est mesuré est associée aux particules de sols transportées dans l’eau. La quantité de phosphore dans les eaux de ruissellement dépend des caractéristiques des sols et de l’occupation du sol dans le bassin versant, de la topographie, du couvert végétal, de la quantité et de la durée des écoulements de surface et des sources de pollution anthropiques (Trépanier, 2011).

Le suivi en milieu agricole a mis en lumière des concentrations médianes de phosphore beaucoup plus élevées que celles du suivi régulier en aval du milieu agricole. Les activités agricoles jouent assurément un rôle dans l’apport en phosphore au milieu aquatique. En milieu agricole, à la station 4, on retrouve la concentration maximale de phosphore (1,3 mg P/L). C’est en amont de cette station que la densité animale est la plus élevée (0,722 unité animale/hectare). Il est cependant difficile d’expliquer pourquoi des concentrations de phosphore total aussi élevées sont enregistrées à la station 3, puisque 67 % de la couverture forestière subsiste toujours en amont de celle-ci et que la production végétale y est faible (8,4 % de la superficie en amont). La production animale y est également faible (0,164 unité animale/hectare) comparativement aux autres stations. Il est possible que des rejets par temps sec ou des installations septiques non conformes soient à l’origine de ces sources de phosphore (Trépanier, 2011).

L’étude réalisée en 2005 par le MAPAQ dans la zone agricole du bassin versant de la rivière du Cap Rouge a permis d’identifier certaines problématiques à corriger. Ces dernières sont les mêmes qui entraînent la présence de MES dans le cours d’eau. Or, le phosphore tend à s’adsorber aux particules en suspension. Les sources de phosphore dans la rivière sont donc les même que les sources de MES. À cela, on peut ajouter d’autres pratiques agricoles comme l’épandage de fertilisants et de fumier (Trépanier, 2011).

Le travail qui permettrait de déterminer quelles sont précisément les zones d’où provient le phosphore demeure à faire. Mieux connaître la localisation des principales sources de phosphore dans le bassin versant permettrait d’accomplir des actions ciblées qui mèneraient à des résultats concrets au niveau de l’amélioration de la qualité de l’eau de la rivière du Cap Rouge (Trépanier, 2011).

Effet (s)

Les critères de qualité de l’eau pour la protection de la vie aquatique sont dépassés dans le cas du phosphore total à toutes les stations du suivi régulier de la qualité de l’eau et du suivi de la zone agricole et à la station T-2 du suivi des tributaires.

Les critères de  protection des activités récréatives et de l’esthétique sont aussi dépassés pour le phosphore total aux stations 2 à 5 du suivi régulier également et à toutes les stations du suivi en zone agricole (Trépanier, 2011). Les activités récréatives sont donc compromises dans la rivière du Cap Rouge.

Bassin versant de la rivière Beauport

Rivière Beauport

Nature du problème

Le Plan directeur d’aménagement de la rivière Beauport indique que la rivière s’enrichit en nitrates et devient plus turbide à mesure que l’on s’approche de l’embouchure (CVRB, 2005).

La banque de données sur la qualité du milieu aquatique (BQMA) fournit des données relatives à la physico-chimie des eaux de surface à deux stations sur la rivière Beauport pour l’année 2011. La première station 05400003 se trouve en aval du secteur résidentiel sur la rue de Broqueville et la deuxième, 05400004, se trouve en aval, au parc Chabanel. Les statistiques présentées dans le tableau suivant sont issues de la BQMA. Elles ne montrent pas de problématique particulière par rapport aux nutriments et aux matières en suspension en regard à la médiane de données. Toutefois, les maximums pour le phosphore sont très élevés et la fréquence de dépassement est tout de même importante pour la station au parc Chabanel. La médiane des données aux deux stations est en deçà de la valeur guide de 13 mg/l pour les matières en suspension. La qualité de l’eau serait jugée bonne aux deux stations en fonction de la médiane. Un seul échantillon sur neuf dépasse la valeur guide de 13 mg/l à la station sur la rue de Broqueville et 4/9 échantillons dépassent la valeur guide à la station du parc Chabanel.

Les données sur les solides en suspension de 2011 ne semble pas refléter de problématique particulière. Il est à noter cependant que les données issues de la BQMA sont récoltées dans le cadre du programme Réseau-Rivière dont les échantillonnages sont à date fixe. En 2011, une faible proportion des échantillons ont été récoltés en temps de pluie. Les maximums correspondent à la pluie la plus importante enregistrée à l’aéroport international Jean Lesage pour toutes les dates d’échantillonnage en 2011. Il s’agit de la journée du 6 septembre 2011 durant laquelle 16,8 mm de pluie sont tombés et que les maximums ont été enregistrés. Des précipitations de 29,2 mm ont été enregistrées la veille (Gouvernement du Canada, 2015).

 

 
Station 05400003    Médiane    (mg/l)    Max    (mg/l)    Écart-type    (mg/l)    Critère    Fréquence de dépassement
 Phosphore total 0,014 0,054 0,015 0,03 (mg/l) 22%
 Azote ammoniacal 0,03 0,07 0,02 Variable 0%
 Nitrates-Nitrites 0,72 0,85 0,19 2,9 (mg/l) 0%
 Solides en suspension 5,0 63,0 19,5 13 (mg/l) 11%
Station 05400004
 Phosphore total 0,019 0,085 0,025 0,03 (mg/l) 44%
 Azote ammoniacal 0,02 0,04 0,01 Variable 0%
 Nitrates-Nitrites 1,0 1,30 0,41 2,9 (mg/l) 0%
 Solides en suspension 4,0 81,0 25,3 13 (mg/l) 44%
Cause (s) du problème

Le Plan directeur d’aménagement de la rivière Beauport caractérise le bassin de la rivière Beauport et les différentes pressions sur le cours d’eau. Plusieurs problématiques identifiées dans ce Plan permettraient d’expliquer la dégradation de la qualité de l’eau de la rivière.

Tout d’abord, l’urbanisation crée une pression sur le territoire. Les développements urbains et industriels empiètent de plus en plus sur les milieux humides, boisés et agricoles. L’imperméabilisation des surfaces qui s’en suit entraîne une augmentation des eaux de ruissellement dirigées directement vers la rivière via le réseau pluvial (CVRB, 2005). Le bassin versant de la rivière Beauport compte 125 exutoires de conduites pluviales (Baker, 2012). Les impacts sur le cours d’eau sont nombreux, on voit apparaître des débordements dus aux coups d’eau, l’ensablement du lit en raison des matières en suspension amenées par le ruissellement, des zones d’érosion et la formation d’embâcles en raison de la dynamique de la rivière (CVRB, 2005). En 2011, l’observation de sédiments ressemblants à de la poussière de calcaire près de la conduite pluviale à la station au parc Chabanel peut témoigner de l’influence des contaminants présents dans les eaux de ruissellement (Turmel, 2012).

La dégradation et l’appropriation de la bande riveraine sont également des problématiques qui nuisent à la qualité de l’environnement de la rivière Beauport et donc à la qualité de l’eau. En effet, des propriétaires privés empiètent sur la propriété de la Ville dans la bande riveraine ce qui a pour effet d’en rétrécir considérablement la largeur ou de l’éliminer complètement (CVRB, 2005).

En outre, la bande riveraine a été remplacée par endroits par des enrochements. C’est le cas notamment de toute la section de la rivière entre l’avenue Royale et l’embouchure et dans le Parc de la rivière Beauport. De plus, la rivière a été canalisée par des enrochements et par des murs de béton entre la rue Seigneuriale et l’avenue Saint-Michel. Des murs de béton peuvent aussi être vus le long du boulevard Louis XIV. Sur d’autres tronçons, l’efficacité de la bande riveraine est réduite par la présence de conduites pluviales qui créent une voie préférentielle d’écoulement de l’eau (CVRB, 2005).

Finalement, la bande riveraine sert, à différents endroits, de dépôts de matériaux et débris de toutes sortes (pneus, pièces de métal, résidus végétaux, débris de construction, etc.) (CVRB, 2005).

D’autres facteurs comme l’érosion, la présence d’égouts pluviaux et la forte pente de la rivière entraînent une forte turbidité de l’eau (CVRB, 2005).

Effet (s)

Les critères de qualité de l’eau pour la protection des activités récréatives et de l’esthétique, pour la protection de la vie aquatique (effet chronique) et celui de la classe A de l’IQBP sont dépassés dans 22 % des cas à la station de la rue de Broqueville et dans 44 % des cas à la station du parc Chabanel, mais respectés en ce qui a trait à la médiane. Ainsi, la croissance excessive d’algues et de plante aquatique est limitée la majorité du temps.

L’azote ne représente pas une problématique dans la rivière Beauport.

Bassin versant du lac Saint-Augustin

Lac Saint-Augustin

Nature du problème
stations_echantillonnage_LSA

Figure 1.1.22: Plan de localisation des stations d’échantillonnage au lac Saint-Augustin

Tableau 1.1.13 : Concentration d’azote et de phosphore (mg/l) au point le plus profond du lac (station L2) en 2000 et 2001 (Bergeron et al., 2002)

Lors de l’analyse des paramètres chimiques pour la station L2 au point le plus profond du lac en 2000 et 2001, le rapport N:P s’est avéré supérieur à 7, ce qui indique que le phosphore est le facteur limitant au lac Saint-Augustin (Bergeron et al., 2002). Les résultats pour l’azote total se situent entre 0,55 mg N/l et 0,61 mg N/l. Les concentrations pour ce paramètre sont demeurées constantes avec celles des années antérieures selon les études réalisées de 1977 à 1979. Quant à l’azote ammoniacal, le critère pour la protection de la vie aquatique (effet chronique) (0,396 mg/l pour température: 20°C, pH: 8,25 et dureté totale: 190 mg/l) est dépassé (Bergeron et al., 2002). Les concentrations en phosphore total dépassent, dans tous les échantillons, les critères de qualité de l’eau pour la protection de la vie aquatique et des activités récréatives et de l’esthétique (0,02 mg/l). Ces concentrations sont élevées et représentatives des lacs eutrophes (Bergeron et al., 2002). La turbidité a également été mesurée en 2000-2001 à la station L2. Le nombre d’échantillons est toutefois très faible (n=2). Au cours de 2001, la turbidité est de 23 UTN en été, et de 2 UTN au printemps (Bergeron et al., 2002). Il est difficile d’interpréter les valeurs de turbidité étant donné le faible nombre d’échantillons. De plus, la concentration de fond n’est pas connue ce qui ne permet pas la comparaison avec les critères de protection de la vie aquatique du MDDEFP.

Cause (s) du problème

Les apports en phosphore du lac Saint-Augustin ont été calculés selon une méthode qui découle d’une publication de 1979 du ministère des Richesses naturelles et d’une méthodologie de Alain et Le Rouzès de 1979 pour le calcul des apports en phosphore et la détermination de la capacité de support d’un lac (Pilote et al., 2002). Le modèle utilisé suggère que les sources de phosphore qui concourent à l’état d’eutrophisation du lac proviennent des sols, des populations humaines, des activités agricoles et des précipitations (Pilote et al. 2002). Il importe de noter que la méthode de calcul des apports en phosphore et de la capacité de support basée sur Alain et Le Rouzès n’est plus recommandée notamment parce qu’elle n’utilise pas le temps de séjour du lac et parce que les coefficients d’exportation du phosphore ont été mis à jour depuis.

Depuis les 30 dernières années, l’occupation du territoire du bassin versant du lac Saint-Augustin a beaucoup évolué. Le changement le plus important est l’empiètement plus prononcé de la zone urbaine au détriment de la zone forestière. La population s’est également accrue d’un facteur 7 depuis 1979. Bien qu’une forte proportion des résidences a été reliée à un réseau d’égouts, notamment sur toute la rive nord du lac, l’assainissement des eaux usées de nombreuses résidences permanentes repose toujours sur des installations septiques autonomes. En 2002, on estimait l’apport global du sol au lac à 361 kg de phosphore sur une base annuelle. La majeure partie de ces apports, soit 90 %, viendrait des sols sous affectation municipale. Le 10 % restant proviendrait des sols drainés vers les marais filtrants (4 %), des sols à caractère agricole (4 %) et des sols forestiers (2 %). Pour ce qui est de l’apport global de la population humaine, les calculs indiquent une contribution annuelle de 216 kg de phosphore au lac. Les installations septiques des résidences permanentes et saisonnières, localisées sur la rive ouest du lac, seraient responsables de ces apports. Par contre, un apport plus important en phosphore pourrait être généré par un certain nombre d’installations septiques qui représentent un foyer important de pollution directe ou indirecte, et par certaines fosses de rétention qui pourraient ne pas jouer leur rôle. Ensuite, en considérant l’ensemble des apports, les apports globaux en provenance des animaux d’élevage et des engrais utilisés en culture seraient négligeables (< 2 %) (Pilote et al. 2002). De plus, la variation printanière du rapport N:P selon la profondeur suggère un apport endogène de phosphore à partir des sédiments (Bergeron et al., 2002). La prolifération algale explique la quantité importante de MES dont la turbidité élevée fait état (Bergeron et al., 2002).

Le mémoire de maîtrise de Marie-Ève Brin (2007) intitulé: Étude sur la biodisponibilité des contaminants (éléments traces métalliques et phosphore) contenus dans les sédiments du lac Saint-Augustin (Québec) souligne l’importance de considérer les sédiments au fond du lac Saint-Augustin comme un réservoir de phosphore qui contribue à la dynamique d’eutrophisation. En effet, elle a démontré le caractère biodisponible du phosphore contenu dans les sédiments.  La libération du phosphore et des autres contaminants dans les sédiments est régulé par le pH et le potentiel d’oxydo-réduction. Des tests menés en laboratoire dans le cadre de cette étude avec des variations de la teneur en oxygène et du pH avec des sédiments en colonnes ont démontré qu’un milieu aérobique-basique favorise la libération d’une plus grande quantité de phosphore. Ce sont des résultats qui ne concordent pas avec les études réalisées sur le sujet qui montrent plutôt que les conditions anaérobiques favorisent la libération du phosphore car elle font varier le potentiel rédox à la hausse, ce qui favorise la libération du phosphore lié au fer. Par contre, les tests statistiques effectués par Brin (2007) ne montrent pas que la quantité d’oxygène est significative pour expliquer la relation avec la libération du phosphore. Le potentiel rédox serait un meilleur facteur pour expliquer l’augmentation de la concentration de phosphore disponible. Selon Brin (2007), en définissant mieux les conditions d’oxydo-réduction des sédiments, il serait plus facile de déterminer les conditions de relargage du phosphore.

Effet (s)

Un processus d’eutrophisation associé à l’activité humaine en raison d’un apport excessif de nutriments a été étudié au lac Saint-Augustin. Pour en savoir plus sur l’eutrophisation du lac Saint-Augustin, cliquez ici. La prolifération de cyanobactéries en période estivale restreint les usages du plan d’eau et la qualité de l’habitat du poisson. Pour en savoir plus sur la présence de cyanobactéries au lac Saint-Augustin, cliquez ici.

Tributaires du lac Saint-Augustin

Nature du problème

En 2000 et 2001, les tributaires du lac Saint-Augustin ont été caractérisés lors de la diagnose écologique du lac Saint-Augustin (Bergeron et al., 2002). En 2009, la Ville de Québec a effectué un suivi de la qualité des eaux du lac Saint-Augustin et d’un certain nombre de ses tributaires.

En 2000 et 2001, EXXEP Environnement a mesuré divers paramètres physico-chimiques à dix stations d’échantillonnage établies dans des ruisseaux de drainage intermittents, tributaires du lac Saint-Augustin (Bergeron et al., 2002). La méthodologie présentée dans le rapport ne permet pas de connaître avec précision la fréquence d’échantillonnage associée à chaque station ni la nature de la donnée présentée dans les résultats. Ainsi, le nombre d’échantillons n’est pas connu ni la mesure de tendance centrale utilisée (médiane ou moyenne). Selon ces résultats, les concentrations en phosphore total dépassent le critère de 0,03 mg/l dans les tributaires 1, 8 et 10. Les concentrations en nitrites-nitrates ne dépassent pas le critère de 2,9 mg/l pour la protection de la vie aquatique (effet chronique).  La concentration de matières en suspension dépasse la valeur guide de 13 mg/l pour le tributaire 10 (Bergeron et al., 2002).

Tableau 1.1.14 : Résultats des paramètres chimiques de certains tributaires du lac Saint-Augustin en 2001 (Bergeron et al., 2002).
Tributaires Nitrites-Nitrates (mg/l) Phosphore total (mg/l) MES (mg/l) Turbidité (UTN)
1 0,82 0,10 5 3,6
2 2,40 0,01 <4 1,4
7 0,10 0,01 <4 2,1
8 0,42 0,04 <4 1,4
10 0,01 0,24 16 16

En 2009, les tributaires du lac Saint-Augustin présentaient parfois des concentrations élevées en nutriments (Martineau, 2009). Le tableau suivant présente les valeurs mesurées lors de l’échantillonnage qui a été réalisé une seule fois par temps sec.

Tableau 1.1.15 : Résultats des paramètres chimiques de certains tributaires du lac Saint-Augustin en 2009 (Martineau, 2009)
Tributaires MES (mg/l) Phosphore total (mg/l) Phosphore dissous (mg/l) Azote ammoniacal (mg/l)
T2 2 0,05 0,04 0,2
T3 13 0,07 0,02 0,1
T4 36 0,03 0,02 0,2
T7 4 0,04 0,04 0,2
T8 22
T9 57 0,08 0,03
Cause (s) du problème

En 2009, la Ville de Québec a réalisé une étude sur la qualité de l’eau du lac Saint-Augustin et de ses tributaires. Lors de cette étude, les concentrations en phosphore dissous ainsi que l’azote ammoniacal ont été mesurés dans les tributaires situés sur le côté nord du lac afin d’évaluer la possibilité d’une contamination par le lisier. Les résultats révèlent que certains tributaires présentent des quantités de phosphore correspondant à deux fois le critère retenu par le MDDELCC (0,02 mg/l) pour le phosphore dissous, ainsi que la présence d’azote ammoniacal, qui peut suggérer une pollution par un épandage récent, puisqu’il ne demeure pas sous cette forme très longtemps (Martineau, 2009.) Toutefois, l’échantillonnage n’a été fait qu’une seule fois, par temps sec. Une étude plus poussée serait nécessaire pour mieux documenter la qualité de l’eau des tributaires, ainsi que les causes qui pourraient être associées à une détérioration.

Effet (s)

Les charges en phosphore et en matières en suspension des tributaires vers le lac Saint-Augustin constituent un apport qui contribue certainement à la prolifération d’algues et de plante aquatiques et au processus d’eutrophisation. Pour en savoir plus sur l’eutrophisation du lac Saint-Augustin, cliquez ici.

Bassin versant du ruisseau du Moulin

Ruisseau du Moulin

Nature du problème

Figure 1.1.23 : Médiane et fréquence de dépassement des concentrations en phosphore lors de la campagne d’échantillonnage 2009, n=4 (CAGEQ, 2009)

Figure 1.1.24 : Médiane et fréquence de dépassement des concentrations en MES lors de la campagne d’échantillonnage 2009, n=4 (CAGEQ, 2009)

En 2009, deux stations ont été échantillonnées à quatre reprises chacune (deux échantillons par temps sec et deux échantillons par temps de pluie). La première station était située au sud du boulevard Albert-Chrétien alors que la seconde était située à la sortie de la canalisation, au sud de l’autoroute Félix-Leclerc, dans le parc Petitclerc. Selon les données récoltées, l’eau du ruisseau est riche en phosphore, très turbide et contient un taux élevé de matières en suspension. Tous les échantillons prélevés possèdent des concentrations en phosphore total de plus de 30 µg/ml et de matières en suspension de plus de 25 mg/l (CAGEQ, 2009). D’autres prélèvements ont été effectués par l’OBV de la Capitale en 2013. Les données sont présentement en cours d’analyse.

Cause (s) du problème

La CAGEQ suppose que la charge bactérienne et les taux élevés en nutriments détectés ces dernières années peuvent provenir des canards. Les autres sources de contamination identifiées sont les réseaux d’égouts pluviaux qui rejoignent le ruisseau, les produits utilisés par les résidents qui ruissellent vers le cours d’eau, la neige poussée vers le ruisseau ou sa bande riveraine et les drains de piscines ou les gouttières qui se jettent dans le ruisseau (CAGEQ, 2009).

Effet (s)

Les activités récréatives et l’esthétique du cours d’eau sont limitées par les fortes concentrations en phosphore total et en matières en suspension dans le cours d’eau.

Tableau 1.1.16 : Données collectées lors de la campagne d’échantillonnage au ruisseau du Moulin en 2009 (CAGEQ, 2011)

Sources

ALAIN, JACQUES. 1981. Projet assainissement: Diagnose du lac Saint-Charles. 81-22. Québec. Ministère de l’Environnement, Direction générale des Inventaires et de la recherche, Service de la Qualité des eaux. 20p. + annexe.

ASSOCIATION POUR LA PROTECTION DE L’ENVIRONNEMENT DU LAC SAINT-CHARLES ET DES MARAIS DU NORD (APEL). 2009. Étude limnologique du haut-bassin de la rivière Saint-Charles: rapport final. Québec. 354 p.

ASSOCIATION POUR LA PROTECTION DE L’ENVIRONNEMENT DU LAC SAINT-CHARLES ET DES MARAIS DU NORD (APEL). 2011. Suivi des rivières du haut-bassin de la rivière Saint-Charles: Campagne 2010. Québec. 38 p. + 1 annexe.

ASSOCIATION POUR LA PROTECTION DE L’ENVIRONNEMENT DU LAC SAINT-CHARLES ET DES MARAIS DU NORD (APEL). 2012. Suivi des rivières du bassin versant de la rivière Saint-Charles: Campagne 2011. Québec. 133 p.

BAKER, ALEXANDRE. 2012. Conversation téléphonique en date du 22 août 2012. RVille de Québec, Service de l’environnement.

BERGERON, M., C. CORBEIL, et S. ARSENAULT. 2002. Diagnose écologique du lac Saint-Augustin. Document préparé pour la municipalité de Saint-Augustin-de-Desmaures par EXXEP Environnement. Québec. 70 p. + 6 annexes.

BOLDUC, F. 2002. Diagnose écologique des lacs Durand et Trois-Lacs, Cantons-Unis de Stoneham et Tewkesbury. Rapport présenté par Pro Faune à l’Association pour la protection de l’environnement du lac Saint-Charles et des marais du Nord. 63 p. + 2 annexes.

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Mis à jour le 28 août 2015