2.5 Hydrographie et hydrologie

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Qualité de l’eau de surface des rivières (théorie)

Qualité de l’eau de surface des lacs (théorie)

Eaux souterraines

Qualité de l’eau de surface des rivières (théorie)

La qualité des eaux de surface, un élément-clé de tout portrait de bassin versant, s’évalue en comparant les caractéristiques de l’eau de surface des cours d’eau avec des valeurs de référence établies. Certains paramètres physico-chimiques et bactériologiques doivent en effet demeurer à l’intérieur d’une gamme de limites reconnues pour assurer la sécurité des différents usages de l’eau. Ceux-ci peuvent se classer en 4 catégories, soit

1) la consommation d’eau et d’organismes aquatiques;

2) la protection de la vie aquatique (toxicité aigüe et chronique);

3) la protection de la faune terrestre piscivore;

4) la préservation des activités récréatives et de l’esthétique (contact primaire et secondaire).

Il est par exemple possible de déterminer les seuils pour permettre des usages récréatifs potentiels de l’eau comme la baignade, les activités nautiques, ainsi que la protection des plans d’eau contre l’eutrophisation. L’analyse de l’état qualitatif des cours d’eau rend ainsi possible l’identification des variables limitant la qualité des eaux et permet de cibler ceux où il existe une problématique (Gangbazo, 2011).

L’Indice de Qualité Bactériologique et Physico-chimique – IQBP₆

Afin de faciliter l’évaluation de la qualité de l’eau durant la période estivale (de mai à octobre) et les usages qu’elle autorise, un indice a été développé par la Direction du suivi de l’état de l’environnement (DSÉE) du MDDEP, l’IQBP (indice de qualité bactériologique et physico-chimique de l’eau). Celui-ci représente un outil de synthèse permettant d’attribuer aux rivières du Québec une classe générale de qualité de l’eau qui permet une comparaison géographique des données.

Jusqu’à 10 variables peuvent être utilisées pour caractériser un échantillon d’eau. Toutefois, seules 6 d’entre elles ont été retenues par le MDDEP en 2011 pour définir l’indice de qualité, soit le phosphore total, les coliformes fécaux, les matières en suspension, l’azote ammoniacal, les nitrites-nitrates et la chlorophylle a totale. On parle donc d’IQBP₆. La turbidité, autrefois retenue comme paramètre pour déterminer l’indice de qualité (IQBP₇), n’est plus utilisée puisqu’elle était trop liée à des facteurs environnementaux indépendants des impacts humains (Gangbazo, 2011). Les valeurs de chacune des variables sont ensuite comparées à des critères reconnus pour les rivières du Québec. Le tableau 1 résume ces critères de qualité de l’eau et les seuils pour les usages impliqués.

Tableau 1 : Tableau synthèse des critères de qualité de l’eau selon les principaux usages de l’eau de surface. Les critères qui ne sont pas considérés pour établir l’IQBP₆ sont ombragés

Parmi les critères présentés, le critère de vie aquatique chronique (CVAC) est la concentration la plus élevée d’une substance qui ne produira aucun effet néfaste sur les organismes aquatiques (et leur progéniture) lorsqu’ils y sont exposés quotidiennement pendant toute leur vie. Le critère de vie aquatique aigu (CVAA) est la concentration maximale d’une substance à laquelle les organismes aquatiques peuvent être exposés pour une courte période de temps sans être gravement touchés (MDDEP, 2009).

L’IQBP₆ est décomposé en sous-indices correspondant aux paramètres mesurés. Pour une eau échantillonnée, la valeur analytique de la médiane de chacune des 6 variables est donc transformée en sous-indice allant de 0 à 100, à l’aide d’une courbe d’appréciation de la qualité de l’eau (figure 1; Hébert, 1997). La variable ayant la valeur de sous-indice la plus basse dictera l’indice final, soit la valeur de l’IQBP₆. Celui-ci permet de définir cinq classes de qualité de l’eau :

A (80 – 100) Eau de bonne qualité permettant généralement tous les usages, y compris la baignade.

B (60 – 79) Eau de qualité satisfaisante permettant généralement la plupart des usages.

C (40 – 59) Eau de qualité douteuse, certains usages risquent d’être compromis.

D (20 – 39) Eau de mauvaise qualité, la plupart des usages risquent d’être compromis.

E (0 – 19) Eau de très mauvaise qualité, tous les usages risquent d’être compromis.

Figure 1 : Exemple d’une courbe d’appréciation de la qualité de l’eau élaborée par le MDDEP, concernant les taux de coliformes fécaux (Hébert, 1997)

Plusieurs variables doivent donc être évaluées pour permettre de définir la qualité de l’eau d’une façon uniforme. Lorsque trop peu de données existent, il est toutefois possible de se baser sur l’analyse individuelle de chacun des paramètres pour juger de la qualité de l’eau. On peut par exemple se référer à un usage particulier de l’eau et à la fréquence à laquelle le critère de qualité qui lui est lié est dépassé (Gangbazo, 2011). La qualité de l’eau est alors classée dans l’une des quatre catégories (excellente, satisfaisante, douteuse, mauvaise) selon le pourcentage d’analyses qui sont supérieures à un critère donné pour chacun des paramètres. Cette méthode permet la comparaison de plusieurs stations pour un même intervalle de temps.

Il est aussi possible de déterminer la variation temporelle d’un paramètre analysé lorsqu’on dispose d’une série de données réparties sur plusieurs années. On peut alors constater l’évolution des paramètres suite au traitement statistique des données (Gangbazo, 2011).

L’Indice Diatomées de l’Est du Canada (IDEC)

L’Indice Diatomées de l’Est du Canada (IDEC) a été élaboré en 2002 et 2003 pour les rivières du Québec (Lavoie et al., 2006). Il s’agit d’un indice d’intégrité écologique basé sur la structure des communautés de diatomées benthiques. Celles-ci s’installent dans des milieux répondant à leurs exigences écologiques, et intègrent les variations de la physicochimie de l’eau (phosphore azote, pollution organique et minérale) sur une période variant d’une à cinq semaines. Il existe par conséquent une grande variabilité des communautés de diatomées en fonction des conditions écologiques, du niveau de perturbation et de la pollution du milieu où elles sont retrouvées. Il devient possible de classifier les milieux selon leur niveau d’intégrité écologique en comparant les communautés benthiques avec celles analysées pour l’ensemble du Québec et qui constituent un gradient de référence. Pour un échantillon donné, l’assemblage des diatomées identifiées permettra de positionner cet échantillon par l’analyse de la distance ou de la similarité de la communauté de l’échantillon avec les communautés de diatomées du gradient. Des cotes de 1 à 100 (Tableau 2) indiquent la position de l’échantillon. Une cote de 1 indiquera un niveau très faible d’intégrité écologique, soit un milieu très pollué et perturbé; alors qu’une cote de 100 indique un milieu « idéal » non pollué et non perturbé. La valeur de l’indice traduit la « distance écologique » entre une communauté de diatomées et sa communauté de référence. L’indice permet de cibler les affluents problématiques, le cas échéant, ou de détecter dans l’avenir ceux qui subissent un enrichissement en nutriments ou une détérioration, pouvant contribuer à l’eutrophisation du lac (Lavoie et al., 2006). Par ailleurs, la comparaison d’analyses d’échantillons d’eau de la rivière Saint-Charles montre qu’il existe une corrélation très étroite entre les résultats de l’IDEC et ceux de l’IQBP (Hébert, 2007).

Deux sous-indices ont été développés afin de tenir compte du pH naturel des cours d’eau. En effet, les communautés de diatomées sont différentes selon qu’elles se trouvent soit dans les eaux de surface naturellement neutres ou légèrement acides, soit dans des eaux alcalines; (Grenier et al., 2006). L’IDEC neutre fut développé pour le suivi des rivières dont le pH naturel est neutre ou légèrement acide (pH < 7,6) et l’IDEC-alcalin, pour le suivi des rivières dont le pH naturel est alcalin (pH > 7,6, voir tableau 2). Le choix de l’IDEC, neutre ou alcalin, s’est fait à partir d’une analyse des cartes géologiques et des cartes présentant des dépôts de surface de la région à l’étude. L’identification des diatomées a été réalisée à partir du Guide d’identification des diatomées des rivières de l’Est du Canada (Lavoie et al., 2008).

Tableau 2 : Limites des classes de l’IDEC et éléments d’interprétation. Des exemples de rivières appartenant à chaque classe, de chacun des sous-indices, sont indiqués. Les valeurs de l’IDEC de ces rivières furent calculées en 2002 et 2003 par Lavoie et al. (2006). La position des sites d’échantillonnage dans le bassin versant est indiquée (am : amont ; av : aval).

SOURCES

GANGBAZO, G. (2011). Guide pour l’élaboration d’un plan directeur de l’eau : un manuel pour assister les organismes de bassin versant du Québec dans la planification de la gestion intégrée des ressources en eau. Québec, Québec : ministère du Développement durable, de l’Environnement et des Parcs

HÉBERT, S. (2007). État de l’écosystème aquatique du bassin versant de la rivière Saint-Charles : faits saillants 2003-2005, Québec, ministère du Développement durable, de l’Environnement et des Parcs, Direction du suivi de l’état de l’environnement, ISBN 978-2-550-49604-5 (PDF), 11 p.

HÉBERT, S. (1997). Développement d’un indice de 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 n°EN/970102, 20 p., 4 annexes.

LAVOIE, I., S. CAMPEAU, M. GRENIER ET P.J. DILLON. (2006). A diatom-based index for the biological assesment of eastern Canadian rivers : an application of correspondence analysis (CA), Canadian Journal of Fisheries Aquatic Sciences, vol. 8, p. 1793-1811.

MINISTÈRE DU DÉVELOPPEMENT DURABLE, DE L’ENVIRONNEMENT ET DES PARCS. (MDDEP). (2009). Critères de qualité de l’eau de surface. Québec, Québec: ministère du Développement durable, de l’Environnement et des Parcs.

Qualité de l’eau de surface des lacs (théorie)

États trophiques

Les milieux aquatiques peuvent être classés en 3 catégories selon leur richesse en éléments nutritifs et leur productivité biologique. Un plan d’eau sera alors décrit comme oligotrophe s’il est pauvre en nutriments et que sa productivité est faible. Il se caractérise par une grande transparence, une importante teneur en oxygène dans sa couche supérieure et des sédiments contenant peu de matières organiques. On qualifie les plans d’eau riches en nutriments d’eutrophes : ils possèdent une forte productivité et une haute biomasse, sont souvent peu profonds avec des sédiments riches en matière organique tout en étant déficients en oxygène de manière saisonnière. Les milieux mésotrophes, dont la productivité est modérée, représentent des états intermédiaires. Il existe également des états de transition entre ces principales classifications (oligo-mésotrophe et méso-eutrophe) de même que des états extrêmes (ultra-oligotrophe et hyper-eutrophe) (MDDEP, 2011).

Figure 2 : Schématisation du processus d’eutrophisation des lacs © Francine Matte-Savard, MDDEP

L’eutrophisation est un processus de vieillissement naturel des lacs caractérisé par une augmentation de la productivité d’un lac, c’est-à-dire notamment par un accroissement des plantes aquatiques et des algues. C’est un phénomène naturel à l’échelle géologique qui s’étale sur des dizaines de milliers d’années (RAPPEL, 2011). Le passage d’un état oligotrophe à eutrophe, appelé eutrophisation, est l’expression du déséquilibre qui résulte d’un enrichissement excessif des eaux par des nutriments, principalement en phosphore et en azote. Ce phénomène peut survenir de façon naturelle : les plans d’eau « vieillissent » et cette évolution se déroule normalement sur une échelle de temps relativement longue (MDDEP, 2011). À l’origine oligotrophes, les plans d’eau peuvent s’enrichir progressivement à partir de sources naturelles. L’eutrophisation est toutefois accélérée par les activités humaines qui prennent place sur les rives et dans le bassin versant des plans d’eau. Ces activités ont pour effet d’augmenter drastiquement les apports en matières nutritives du plan d’eau (MDDEP, 2011) notamment en ce qui a trait aux nutriments phosphorés et azotés.

Origine du phosphore

Figure 3 : Schéma du cycle du phosphore dans le sol et dans l’eau ©: Gangbazo, 2011, adapté de Pierzynski, 1991

Les apports en phosphore de sources anthropiques dans l’eau de surface proviennent directement des déversements d’eaux usées domestiques et d’effluents industriels ou encore du ruissellement provenant des terres (Gangbazo, 2011), les activités agricoles étant la plus importante source diffuse d’éléments nutritifs dans l’environnement via les charges résiduelles après la récolte (Environnement Canada, 2004). Le phosphore présent dans le sol n’y est pas particulièrement mobile, et les ions phosphate ne se lessivent pas facilement puisqu’ils sont normalement retenus fortement par les particules d’argile, de sol et de matière organique (Gangbazo, 2011). Ces particules, érodées de la couche arable, enrichissent les cours d’eau en phosphore une fois qu’elles y sont entraînées : les ions P se détachent de leur surface (désorption) et se solubilisent. Le P retrouvé dans les plans d’eau peut également provenir de la remise en suspension des sédiments déposés au fond et sur le littoral (Gangbazo, 2011).

Provenances de l’azote

Dans les eaux de surface, l’azote se présente sous plusieurs formes, à savoir l’azote organique, l’azote ammoniacal (NH₃), les nitrites (NO₂) et les nitrates (NO₃). La somme des quatre formes donne l’azote total. L’azote est, pour l’essentiel, transporté dans les rivières sous la forme la plus oxydée et la plus stable, celle des nitrates. Au Québec, les nitrates représentent 70 % des charges d’azote total dans les rivières en milieu agricole, mais représentent seulement 50 % des charges d’azote total dans les rivières en milieu forestier (Gangbazo et Babin, 2000). On considère qu’une rivière qui affiche une concentration d’azote total supérieure à 1 mg/l est sérieusement affectée par des sources d’origine humaine (Gangbazo et Le Page, 2005).

L’azote comme le phosphore sont des éléments nutritifs essentiels au développement des végétaux. Bien que normalement limitant, ils sont désormais disponibles en quantité excessive dans l’environnement. L’augmentation de ces substances nutritives dans les plans d’eau entraîne la prolifération des végétaux aquatiques, des algues ou des cyanobactéries. S’ensuit une diminution de la teneur en oxygène des eaux profondes de même qu’une plus grande accumulation de sédiments et de matières organiques (MDDEP, 2011). La qualité de l’eau s’en trouve dégradée et plusieurs usages de l’eau peuvent alors être retreints.

La quantité de végétaux enracinés ou flottants dans les plans d’eau, la présence de cyanobactéries, les concentrations en oxygène dissous et en azote reflètent toutes le niveau d’eutrophisation d’un plan d’eau. Toutefois, ce sont actuellement la charge de l’eau en phosphore couplée à des paramètres associés- la concentration en chlorophylle α et la transparence de l’eau- qui font l’objet de suivi pour évaluer l’état trophique des lacs. Une fois celui-ci déterminé, il est possible de suivre son évolution dans le temps.

Calcul du stade trophique des lacs

 Le niveau trophique d’un plan d’eau varie d’ultra-oligotrophe à hyper-eutrophe. Il est déterminé en mesurant trois variables en surface du lac, soit la concentration du phosphore total, la biomasse phytoplanctonique (chlorophylle α) et la transparence. Chacune de ces variables (ou « descriptifs ») est comparée à des valeurs de références suggérées par le ministère du Développement durable, de l’Environnement et des Parcs (MDDEP), servant à interpréter les données. Elles fournissent leurs propres conclusions sur une même échelle trophique et sont donc de bons indicateurs du concept plus large du stade trophique. Une cote trophique est ensuite attribuée au plan d’eau après l’analyse des paramètres mesurés. Lorsque ceux-ci ne concordent pas, on peut choisir d’utiliser de la concentration en chlorophylle α. En effet, il s’agit d’un descriptif biologique intégrateur de la physico-chimie du plan d’eau pris dans son ensemble (Simoneau et al., 2004).

 Phosphore total

Le phosphore se trouve principalement sous la forme de phosphates dans les eaux naturelles et les eaux usées. Les différentes formes de phosphore sont l’orthophosphate, ou phosphore réactif, le phosphore hydrolysable et le phosphore. Les formes hydrolysables et organiques se retrouvent principalement sous deux états : soluble ou particulaire (CEAEQ, 2007). Ceux-ci, lorsqu’additionnés, représentent le phosphore total. Ce dernier compte parmi les principaux éléments nutritifs nécessaires à la croissance des algues et limitatifs de leur croissance. Il sert de descripteur pour calculer le niveau trophique d’un plan d’eau, en relation avec les deux autres paramètres.

 Transparence de l’eau

La transparence de l’eau est un des indicateurs de qualité de l’eau utilisés pour déterminer l’état trophique d’un plan d’eau. La transparence de l’eau consiste à mesurer la profondeur de pénétration de la lumière. Elle est réduite en fonction de la quantité de matières dissoutes et en suspension, qui peuvent être par exemple des algues et des particules organiques ou inorganiques. Le premier facteur ayant pour effet de diminuer la transparence de l’eau est une quantité élevée de phytoplancton, qui répond directement aux enrichissements en phosphore dans l’eau. La transparence varie aussi en fonction de la couleur de l’eau. Les particules organiques responsables de la coloration provenant de la décomposition de l’humus et de matières organiques dans le bassin versant diminuent la transparence. La mesure de carbone organique dissous permet d’évaluer la présence des matières responsables de la coloration jaunâtre ou brunâtre de l’eau et d’en tenir compte dans les mesures de transparence (MDDEP, 2011).

 Chlorophylle α totale

La chlorophylle α est le pigment principal des organismes photosynthétiques. La concentration de ce pigment dans l’eau fournit un indice de la production primaire photoplanctonique et est utilisée comme un indicateur de la biomasse des algues microscopiques. La concentration en chlorophylle α est liée au contenu en phosphore de l’eau. La chlorophylle α totale est un indicateur de la biomasse de phytoplancton présente dans les eaux naturelles. La chlorophylle α peut être un indicateur de la productivité primaire d’un lac, raison pour laquelle elle est utilisée comme indicateur de l’état d’eutrophisation d’un lac. La chlorophylle α totale comprend la chlorophylle α et les phéopigments, les produits de dégradation de chlorophylle α (MDDEP, 2011).

Tableau 3 : Classes des niveaux trophiques des lacs avec les valeurs correspondantes de phosphore total, de chlorophylle a et de transparence de l’eau1 (MDDEP, 2011)

¹ Les moyennes réfèrent à la moyenne estivale ou à la moyenne de la période libre de glace. La moyenne estivale correspond à la période durant laquelle il y a une stratification thermique de l’eau entre la surface et le fond du lac pour les lacs suffisamment profonds.

Figure 4 : Diagramme de classement du niveau trophique des lacs © MDDEP, 2011

Autres paramètres

Les mesures des descriptifs décrits plus haut permettent de classer les plans d’eau selon leur stade trophique. Toutefois, d’autres indicateurs sont utiles pour évaluer ce stade de façon plus globale, comme l’abondance de plantes aquatiques (MDDEP, 2011). Certains descripteurs conventionnels de la qualité de l’eau peuvent également être considérés, tels que la conductivité, le pH, la température et l’oxygène dissous (Painchaud, 1997).

Végétation : macrophytes et algues

Les mesures de transparence de l’eau et de chlorophylle α se font dans la colonne d’eau libre au centre du plan d’eau à certains moments au cours de l’année, ce qui peut avoir pour conséquence d’occulter un problème d’eutrophisation présent près des rives, ou encore non détecté aux temps d’échantillonnages. Les indicateurs suivants sont utiles pour déterminer de façon plus globale et à plus long terme l’eutrophisation d’un plan d’eau.

Herbiers aquatiques

L’abondance des macrophytes, enracinés ou non, est représentative des caractéristiques générales du milieu et peut donner des indications sur le niveau trophique d’un plan d’eau. Une augmentation de la densité et de la superficie des herbiers aquatiques ainsi qu’une diminution de la diversité d’espèces qui les composent sont généralement des signes d’eutrophisation (Kalff, 2002; RAPPEL, 2005). La luminosité, le type de substrat, l’apport en éléments nutritifs ainsi que la température et la transparence de l’eau sont tous des paramètres qui influencent le type et la densité de plantes qui colonisent le milieu. Les espèces retrouvées ainsi que leur abondance sont le reflet des conditions du milieu depuis plusieurs années. Un lac qui reçoit, année après année, un apport important en sédiments fins et en éléments nutritifs de son bassin versant, aura une augmentation visible de la densité de ses herbiers et une diminution de la biodiversité des espèces de plantes aquatiques. Le suivi périodique des herbiers autours d’un lac (quantification, emplacement et identification des plantes les composant) permet de détecter l’apparition d’espèces problématiques et envahissantes (APEL, 2009), comme par exemple la châtaigne d’eau européenne (Trapa natans), le myriophylle à épis (Myriophyllum spicatum) et la salicaire pourpre (Lythrum salicaria) (MENV, 2004).

Cyanobactéries

Les cyanobactéries, ou algues bleu-vert, sont des organismes photosynthétiques qui diminuent la transparence de l’eau lorsqu’elles sont en surnombre : elles forment alors une « fleur d’eau ». Leur prolifération est entre autres liée à la concentration en éléments nutritifs des plans d’eau et est fortement corrélée au phénomène d’eutrophisation. Elles peuvent générer une toxicité pouvant causer des problèmes de santé aux usagers. Le MDDEP a établi qu’à une densité supérieure ou égale à 20 000 cellules par millilitre, un plan d’eau est touché par une problématique de fleur d’eau d’algues bleu-vert, les plages doivent être fermées et on doit suivre le développement des fleurs d’eau comme le dosage des cyanotoxines (MDDEP, 2011c). En 2005, l’Institut national de la santé publique du Québec (INSPQ) a quant à lui proposé un seuil d’alerte de 16 μg/l pour la microcystine-LR dans les plans d’eau récréatifs du Québec (INSPQ, 2005). Pour ce qui est de l’eau potable, le seuil de cyanotoxines à ne pas dépasser est fixé à 1 μg/l de microcystine-LR par l’OMS, alors que la concentration maximale acceptable de Santé Canada est de 1,5 μg/l (Groupe scientifique sur l’eau, 2008).

Périphyton

Le périphyton est une combinaison d’algues, de cyanobactéries et de détritus auxquels sont associés des organismes benthiques. Il recouvre les roches et les sédiments du littoral des plans d’eau. Sa présence et son abondance constituent un indicateur de la qualité de l’eau et de l’état trophique d’un plan d’eau (EPA, 2011).

Conductivité

La conductivité est une mesure de l’abondance des ions dans l’eau et constitue également un descripteur conventionnel pour l’évaluation de la qualité des eaux (Painchaud, 1997). Selon Painchaud, le Bouclier canadien, composé de roches granitiques, ne démontre pas une tendance à la minéralisation. Ainsi, les eaux de surface du Bouclier canadien ont généralement une faible conductivité.

pH

Le pH est une échelle logarithmique indiquant si une eau est acide (pH plus petit que 7), neutre (pH de 7) ou alcaline (pH plus grand que 7). Les variations du pH pour les eaux de surface peuvent être de cause anthropique (pluies acides) ou naturelle (nature géologique des sols). Ainsi, pour les lacs situés sur le Bouclier canadien, un pH de 6 ou plus qualifie un lac non acide, ce qui est considéré comme étant normal pour la région (Dupont, 2004). L’acidification marquée d’un lac peut représenter un danger pour les communautés aquatiques et être la cause d’un certain appauvrissement du plan d’eau. En effet, les premiers dommages biologiques apparaissent lorsque le pH varie entre 5,5 et 6, tranche où les espèces les plus intolérantes disparaissent (Dupont, 2004).

Température

Une stratification thermique est généralement discernable au cours de la période estivale pour les lacs d’une certaine profondeur. Au printemps et à l’automne, la colonne d’eau subit un mélange complet. Ces phénomènes sont dus aux changements de densité de l’eau en fonction de la température (Dodson, 2005). Le profil des températures permet de dresser un portrait des conditions physicochimiques prévalant à chaque strate, soit dans l’épilimnion, la strate en surface, le métalimnion et l’hypolimnion, au fond des lacs. Par ailleurs, les espèces de poissons ont chacune une préférence et un seuil de tolérance aux températures de l’eau. Ainsi, les salmonidés (touladi et omble de fontaine) préfèrent des eaux froides sous les 20°C (MRNF, 2011).

Oxygène dissous

La mesure de l’oxygène dissous est un paramètre couramment utilisé pour caractériser un environnement aquatique (Wetzel, 2001). Les concentrations d’oxygène dissous présentent une tendance similaire au profil vertical de température. À la profondeur de l’épilimnion, l’activité planctonique, de par la photosynthèse, est responsable des taux plus élevés d’oxygène retrouvés, tandis que la décomposition de matière organique explique les valeurs nulles de l’hypolimnion (Dodson, 2005). Une réduction de celui-ci dans l’eau constitue un indice de l’eutrophisation des plans d’eau. En effet, la forte production primaire phytoplanctonique, signe d’une eau enrichie en éléments nutritifs, formera un dépôt de matière organique morte au fond du milieu aquatique. La décomposition de celle-ci favorisera la croissance de bactéries hétérotrophes consommatrices d’oxygène dissous : sa concentration dans l’hypolimnion diminuera en conséquence. Par ailleurs, le développement éventuel de plantes flottantes empêchera le passage de la lumière, et réduira donc la photosynthèse dans les couches d’eau inférieures ce qui limitera les échanges avec l’atmosphère et donc l’oxygénation de l’eau. Un seuil minimal de 5 mg/l d’oxygène dissous est parfois recommandé pour assurer la survie de tous les stades de vie des poissons (CCME, 1999), alors que le MDDEP recommande un seuil minimal de 6 ou 7 mg/l en profondeur (où les températures sont d’environ 5°C) et de 4 ou 5mg/l en surface pour la survie de l’ensemble des organismes vivants d’un plan d’eau (MDDEP, 2011b). La limite minimale acceptée est de 4 mg/l d’oxygène dissous pour la survie de la majorité des espèces de poissons (Légaré, 1998).

Méthodes d’échantillonnages

Le point le plus profond du lac sert habituellement de lieu d’échantillonnage des paramètres physicochimiques de l’eau (MDDEP, 2007). C’est également à cet endroit qu’est évaluée la transparence de l’eau. En plus de constituer une procédure standard, les résultats de la collecte y sont davantage représentatifs de l’ensemble du lac, ce qui permet dès lors des comparaisons d’un plan d’eau à un autre. Les prélèvements se font dans la couche d’eau de surface, entre 0 et 1 mètre. Ils sont conservés au frais jusqu’à l’acheminement à un laboratoire d’analyse, conformément au protocole d’échantillonnage (MDDEP, 2011).

Pour ce qui est du phosphore total, une bouteille de plastique décontaminée avec quelques gouttes d’acide sulfurique ultra-pure est utilisée pour contenir les prélèvements d’eau. On utilise la méthode par minéralisation au persulfate et dosage par colorimétrie automatisée adaptée pour les teneurs à l’état trace pour déterminer les concentrations en P total. La limite de détection de ce descriptif est de 0,6 µg/l (MDDEP, 2011).

Les prélèvements destinés à déterminer les concentrations en chlorophylle α sont mis en bouteille de polypropylène opaque, puis dosés par la méthode par fluorométrie, la limite de détection étant de 0,02 µg/l (MDDEP, 2011).

La transparence de l’eau est mesurée à l’aide d’un disque de Secchi de 20 cm. On obtient cette donnée en mesurant, à partir de la surface du lac, la profondeur à laquelle le disque disparaît et réapparaît à la vue (MDDEP, 2011).

Les échantillons d’eau destinés à évaluer le carbone organique dissous (COD, qui permettra d’ajuster les mesures de transparence) sont mis en bouteille de plastique contenant quelques gouttes d’acide chlorhydrique. Le COD est dosé par la méthode de détection à l’infrarouge. La limite de détection est de 0,2 mg/l (MDDEP, 2011).

Autres paramètres

Le prélèvement d’échantillons d’eau pour évaluer la densité de cyanobactéries se fait au moment et à l’endroit où la fleur d’eau est la plus intense (par exemple dans l’écume), de préférence tôt le matin ou pendant une journée sans vent (MDDEP et CRE Laurentides, 2009). L’identification du genre et de l’espèce des cyanobactéries, le décompte cellulaire ainsi que le calcul de la biomasse sont effectués par le CEAEQ. L’identification et le dosage de cyanotoxines (microcystine-LR) se font par chromatographie liquide à haute performance couplée à la spectrométrie de masse en tandem (CEAEQ, 2003).

L’oxygène dissous se mesure directement dans les plans d’eau, idéalement au centre de ceux-ci où la profondeur de la colonne d’eau est la plus haute, à l’aide d’une multisonde. La limite de détection est de 0,01 mg/l (CRE Laurentides, 2011).

La méthode de caractérisation de la végétation présente en pourtour des plans d’eau se fait selon un protocole de caractérisation des herbiers aquatiques en développement par le Réseau de surveillance volontaire des lacs. L’ensemble des rives des plans d’eau doit être divisé en secteurs, pour lesquels le nombre et l’abondance d’espèces seront évalués (APEL, 2009).

SOURCES

APEL. 2009. Étude limnologique du haut-bassin de la rivière Saint-Charles, rapport final. Association pour la protection de l’environnement du lac Saint-Charles et des Marais du Nord, Québec, 354 pages.

BOLDUC, Fabien. 2002. Diagnose des lacs Durand et Trois-Lacs, Cantons-Unis de Stoneham et Tewkesbury (sic), rapport présenté par Pro Faune à l’APEL du lac Saint-Charles et des marais du Nord, 56 p. + 3 annexes.

BUREAU D’AUDIENCES PUBLIQUES SUR L’ENVIRONNEMENT. 1988. Rapport d’enquêtes et d’audience publique : Prolongement de l’autoroute 73 vers Stoneham, 70 p.

Canadian Council of Ministers of the Environment (CCME). 1999. Canadian water quality guidelines for the protection of aquatic life: Dissolved oxygen (freshwater). Dans: Canadian environmental quality guidelines, 1999, Canadian Council of Ministers of the Environment, Winnipeg.

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2.5.7 Eaux souterraines

La quantité d’eaux souterraines présente dans la région de la Capitale-Nationale est appréciable. La cartographie hydrogéologique de la région a permis de déterminer la présence de plusieurs types de complexes aquifères. Ceux à faible potentiel se trouvent dans les roches sédimentaires et les roches ignées fracturées. Ces aquifères sont localement protégés contre une contamination en surface par des formations peu perméables composées de silt et d’argiles marines de la mer Champlain (MDDEP, 2002a).

Certains de ces aquifères, étant situés près de la surface, sans protection d’une couche imperméable, sont vulnérables à la pollution. Il importe donc de protéger les zones de recharge de ces aquifères contre toutes contaminations potentielles.

La nature des aquifères dépend de la géologie (voir section Géologie) et elle détermine leur productivité, c’est-à-dire leur capacité à fournir de l’eau. Elle dépend de la capacité du réservoir et de la disponibilité de l’eau (BANTON et al., 1999). Par exemple, les gneiss sont dotés d’une grande capacité mais sont peut transitifs, alors que les terrasses sablograveleuses sont facilement utilisables.

Il existe différents programmes ou réseaux afin d’améliorer les connaissances sur les eaux souterraines des bassins versants :

• Réseau du suivi des eaux souterraines du Québec (MDDEP). La Communauté métropolitaine de Québec (CMQ) possède des piézomètres, dont deux sont situés sur le territoire de l’OBV de la Capitale (MDDEP, 2002b).

• Programme d’acquisition de connaissances des eaux souterraines (MDDEP). Ce programme a été mis en place au niveau de la CMQ, en collaboration avec l’Université Laval, à partir de 2010 (MDDEP, 2002c). L’OBV de la Capitale est partenaire du projet.

En ce qui concerne le Règlement sur le captage des eaux souterraines (RCES), il n’existe pas actuellement de cartographie de l’eau souterraine du territoire de la MRC de La Jacques-Cartier. Le projet d’acquisition de connaissances sur les eaux souterraines du territoire de la CMQ permettrait de compléter le portrait.

Projet de connaissances sur les eaux souterraines de la Communauté Métropolitaine de Québec

En 2008, par le biais du Bureau des connaissances sur l’eau, le MDDEP annonçait la création du Programme d’acquisition de connaissances sur les eaux souterraines (PACES). Celui englobant le territoire de la CMQ est d’une durée de 3 ans (2010 à 2013). L’objectif principal de ce projet est d’établir la connaissance sur les ressources en eau souterraine sur le territoire de la CMQ (Université Laval, 2011) :

• Établir la connaissance sur le territoire de la CMQ;

• Contribuer à utiliser de façon durable la ressource;

• Établir une approche durable de la gestion et protection de la ressource;

• Léguer l’infrastructure de surveillance pour suivre l’évolution de la qualité et quantité de la ressource.

Les résultats compilés du cumul de rapports permet de constater que, pour les métaux solubles, les principaux dépassements en lien avec le Règlement sur l’eau potable du Québec concernent le fer, le manganèse et dans une moindre mesure le baryum. Au niveau des ions, ce sont les chlorures, le sodium et les fluorures qui présentent des dépassements. Les principales sources pouvant altérer la ressource en eau pour l’agglomération de Québec sont les activités minières telles que les carrières et les sablières, en plus des golfs et des activités militaires (Université Laval, 2011).

2.5.7.1 Rivière Saint-Charles

Figure 2.5.7.1.1 : Type d'aquifère présent sur le bassin versant de la rivière Saint-Charles

La principale difficulté pour l’étude des eaux souterraines vient du fait que le territoire du bassin hydrographique de surface ne se superpose pas forcément à celui du bassin hydrogéologique. De plus, parce que la rivière Saint-Charles et le fleuve Saint-Laurent offrent un apport massif d’eau superficielle, les contributions souterraines sont souvent négligées dans le bilan hydrologique. Pourtant, l’alimentation de nombreuses résidences provient de forages (Ville de Québec, 2005) (6,2 % pour la ville de Québec et 20 % en ce qui concerne le bassin versant, dont la moitié en prélèvements individuels). La qualité des eaux souterraines est donc à prendre en compte.

Depuis 2009, le Conseil de bassin de la rivière Montmorency (CBRM) propose aux propriétaires de puits privés localisés dans le bassin versant de la rivière Montmorency un service d’analyse d’eau de leurs puits. Les données qu’ils ont recueillies en 2010 sur une partie du territoire de la zone de la Capitale démontrent qu’il y a un problème de fluor et de manganèse dans certains secteurs de la municipalité de Lac-Beauport (CBRM, 2011). Dès l’été 2012, l’OBV de la Capitale offrira le même service pour l’ensemble de son territoire. Ainsi, des données de certains paramètres de la qualité de l’eau des eaux souterraines seront recueillies.

Figure 2.5.7.1.2 : Vulnérabilité des eaux souterraines du bassin versant de la rivière Saint-Charles

Le calcul de la vulnérabilité est réalisé à l’aide du modèle de Haller (EPA, 1987) par la méthode DRASTIC. À l’examen des figures 2.5.7.1.1 et 2.5.7.1.2, on peut constater que la vulnérabilité est très liée à la nature de l’aquifère. Seules les zones couvertes et imperméables de la partie inférieure du bassin versant (urbain) et les secteurs à relief accentué du plateau laurentien sont peu vulnérables à la contamination (MEQ, 2004). Peu de données existent toutefois sur la pollution des aquifères du bassin. Seule la pollution au TCE et au perchlorate à Valcartier est documentée.

TCE

Description TCE

Le TCE (trichloroéthylène) est un composé aliphatique chloré non saturé de formule chimique C2HCl3. À la température de la pièce, c’est un liquide incolore, non visqueux et volatil (Environnement Canada et Santé Canada, 1993). Sa solubilité dans l’eau est modérée (Wu et Schaum, 2000). Au Canada, environ 90 % du TCE est utilisé pour les opérations de dégraissage des métaux. Le 10 % restant est utilisé dans des applications diverses comme les solvants employés dans l’industrie du textile, les décapants, les revêtements et les résines vinyliques. En ce qui concerne les produits d’usage domestique et de consommation, le TCE est employé entre autres dans le liquide correcteur de machines à écrire (Santé Canada, 2004).

Sources

On ne connaît aucune source naturelle de TCE (Environnement Canada et Santé Canada, 1993). Sa présence dans l’environnement s’explique essentiellement par son usage industriel important. Étant donné son caractère volatil, le TCE libéré dans l’environnement se retrouve principalement dans l’air. Cependant, à la suite de déversements accidentels ou encore lors d’une élimination inadéquate, le TCE peut pénétrer dans le sol et migrer, entraînant ainsi la contamination des eaux souterraines (Wu et Schaum, 2000).

Concentrations dans l’eau potable

Au Québec, quelques cas de contamination de l’eau souterraine par le TCE ont été documentés. En 2000, dans un secteur de la municipalité de Shannon, une contamination de la nappe phréatique principalement par le TCE a été identifiée. Les résultats de la caractérisation de l’eau des puits individuels ont démontré que 38 résidences de ce secteur ont eu un niveau de contamination supérieur à 5 μg/l au moins une fois. Vingt résidences ont eu des analyses en TCE supérieures à 50 μg/l; la concentration maximale mesurée était de 985 μg/l (De Wals et al., 2005). La présence de TCE est souvent combinée au 1,2-dichloroéthylène de même qu’au chlorure de vinyle, deux substances résultant de la dégradation du TCE.

Norme et recommandation québécoises

La concentration maximale de TCE permise en vertu du Règlement sur la qualité de l’eau potable est de 50 μg/l (annexe I du règlement) (Gouvernement du Québec, 2001). Santé Canada ayant abaissé la CMA (concentration maximale acceptable) à 5 μg/l suite à une réévaluation des données récentes concernant la toxicité du TCE, le ministère du Développement durable, de l’Environnement et des Parcs du Québec étudie la possibilité d’appliquer cette recommandation. Il est donc probable que la CMA soit ajustée à ce niveau lors de la prochaine mise à jour du Règlement sur la qualité de l’eau potable.

Recommandation canadienne

Récemment, Santé Canada a fixé la CMA pour le TCE dans l’eau de consommation à 5 μg/l (Santé Canada, 2004).

Critère de l’OMS

La valeur guide de l’Organisation mondiale de la Santé (OMS) pour le TCE est de 70 μg/l. Il s’agit toutefois d’une valeur provisoire (World Health Organization, 2004). Le Centre International de Recherche sur le Cancer considère le TCE comme une substance probablement cancérigène pour l’homme (groupe 2A) (Centre International de Recherche sur le Cancer, 2006).

Tableau 2.5.7.1 : Résumé des normes et recommandations en vigueur actuellement

*Valeur provisoire et une valeur guide de 20 µg/l a été proposée

Contamination de l’aquifère de Valcartier au TCE

Le ministère de la Défense nationale et la Société Immobilière Valcartier Inc. (SIVI, filiale de SNC-Lavalin) ont utilisé le trichloréthylène (TCE) à Valcartier entre les années 40 et 80. Le TCE était utilisé durant les opérations de dégraissage des métaux voués à la production de munitions ou lors du nettoyage d’armements, de l’entretien d’équipements de production ou lors de recherches et du développement d’engins militaires (Michaud, 2012).

Les dépôts meubles dans le secteur Valcartier atteignent par endroit une épaisseur de plus de 50 m. Ces dépôts meubles sont composés principalement de sable et gravier deltaïques qui sont déposés sur le socle rocheux composé d’un gneiss granitique d’âge précambrien. Les migrations du TCE se font vers l’est et l’ouest à partir de la localisation des anciennes zones sources, en suivant les directions d’écoulement de l’eau souterraine. Le panache de TCE à des concentrations excédant 50 µg/L, d’une longueur et largeur approximatives de 4,5 km et 400 mètres respectivement, s’étend de la limite de la ville Québec à l’est jusqu’à Shannon et la rivière Jacques Cartier à l’ouest (Michaud, 2012).

Du TCE a été détecté dans trois des cinq puits d’alimentation de Val-Bélair. Sur les trois puits dans lesquels des détections ont été observés, seul le puits Modène montre des détections de manière régulière et toujours sous la recommandation canadienne. La limite est du panache de TCE à des concentrations excédant 50 µg/L se trouve sur la limite de propriété du MDN et la ville de Québec. De manière générale, les concentrations observées (généralement moins de 50 μg/l) en direction du territoire de la ville de Québec sont moins élevées que les concentrations observées vers l’ouest et la rivière Jacques-Cartier. Les derniers résultats disponibles (2011) concernant les eaux de surface démontrent 2 détections sur les 16 stations échantillonnées à deux reprises en 2011 à 0,3 et 0,4 µg/l. À noter que la rivière Nelson, tributaire de la rivière Saint-Charles, se déverse en amont de Château-d’Eau, où se trouve la prise d’eau potable d’une large part de la population de Québec.

Une stratégie de gestion de la problématique du TCE à Valcartier reste à développer. À cet effet, certaines actions de la part du ministère de la Défense sont en préparation (Michaud, 2012).

Figure 2.5.7.1.3 : Panache de TCE dans la nappe deltaïque régionale en 2009 (INRS, 2009)

Perchlorate

Description du perchlorate

Le perchlorate est un halogéné persistant dans l’environnement. Le perchlorate est très soluble dans l’eau, peu volatile et très stable. Il réagit peu avec les divers composants de l’environnement et est difficilement adsorbé sur les surfaces minérales et le charbon activé. Les contaminations au perchlorate affectent donc particulièrement les eaux souterraines à cause d’une migration rapide.

Le perchlorate est le composé principal du propergol, un carburant utilisé dans certains moteurs-fusées comme les roquettes CRV7 utilisées par les F-18. On en fait aussi usage dans la production des feux d’artifice et des allumettes. Actuellement, 3 kg à 4 kg par an seulement seraient utilisés à la garnison de Valcartier et un système permettrait de récupérer 99% des résidus depuis 2000 (Défense nationale, 2004). Le dossier perchlorate n’a pas eu l’impact de celui du TCE, mais le suivi important entourant la gestion de l’eau sur la garnison de Valcartier a permis de détecter, dans l’un des puits d’approvisionnement, 0,11 μg/l de perchlorate. Cette concentration est sous le seuil déterminé par la Health Assessment Agency de la Californie, l’institution la plus sévère en la matière. Le puits en question fournirait 20 % de l’eau introduite dans le système d’aqueduc; lorsque diluées, les concentrations finales sont sous le seuil de détection (Défense nationale, 2004). La situation n’est donc pas alarmante pour l’instant, mais impose de connaître les sources et les concentrations exactes du contaminant, de même que divers paramètres environnementaux, afin d’en évaluer correctement le danger potentiel.

Des études scientifiques et l’élaboration de lignes directrices relativement au perchlorate sont en cours. Ni le Canada ni les États-Unis n’ont encore fixé une norme nationale exécutoire sur l’eau potable en ce qui a trait au perchlorate, bien que divers États aient mis en place des lignes directrices ou des objectifs quant à la teneur de l’eau potable en perchlorate, les limites fixées pouvant aller de 1 ppb à 18 ppb. Dans un cas où un approvisionnement d’eau potable aurait été contaminé, Santé Canada recommande une valeur-guide pour l’eau potable de 6 ppb, basée sur un examen des évaluations de risque courantes d’autres organismes (Santé Canada, 2008).

2.5.7.2 Bassin versant de la rivière du Cap Rouge

En 1980, le gouvernement du Québec réalisait une vaste étude portant sur les eaux souterraines du secteur habilité de la rive nord du fleuve Saint-Laurent entre Québec et Montréal. Cet inventaire hydrogéologique visait notamment à évaluer la chimie des eaux souterraines du territoire à l’étude. Sur un total de 264 échantillons d’eau provenant de puits de particuliers, 79 ont été considérés comme étant représentatifs (CBRCR, 2009).

Selon les informations contenues dans le rapport, les teneurs maximales acceptables de conductivité et de fer pour l’eau de consommation sont respectivement de 775 μS/cm et de 0,3 mg/l. Le pH devrait être compris entre 6,5 et 8,5 et les concentrations en chlorures ne devraient pas dépasser la limite de 250 mg/l. Au-delà d’une valeur de 180 mg/l de CaCO3, l’eau de consommation est considérée comme étant très dure (CBRCR, 2009).

Une petite portion du bassin versant affiche un pH au-dessus de la limite définie acceptable de 8,5 et un zone excède la norme canadienne acceptable de 775 μS/cm pour la conductivité. Les chlorures ne sont pas problématiques dans le bassin versant de la rivière du Cap Rouge. Les teneurs en fer excèdent la limite de 0,3 mg/l sur l’ensemble du territoire et une zone excède la norme canadienne acceptable de 180 mg/l pour la dureté (CBRCR, 2009).

Les teneurs en fer sont particulièrement problématiques puisqu’elles se situent au-dessus de la limite acceptable sur l’ensemble du bassin versant. Des eaux ferrugineuses causent des taches sur la lessive et la plomberie, en plus de favoriser le développement de dépôts ferrugineux et de bactéries ferrugineuses (sidérophiles) dans la tuyauterie. Ces bactéries ne sont pas nuisibles pour la santé humaine, mais sont une des causes de la corrosion des tuyaux. L’accumulation des bactéries peut également boucher les conduites et donner un mauvais goût à l’eau (CBRCR, 2009).

La dureté totale est également problématique puisque les valeurs dépassent la limite acceptable, et ce, sur la majeure partie du territoire. Ces teneurs élevées représentent toutefois uniquement des inconvénients d’ordre économique alors que les accumulations de CaCO3 causent, notamment, l’entartrage des tuyauteries (CBRCR, 2009).

De plus, près de la totalité du bassin versant serait localisée dans une zone de faible perméabilité, fournissant un débit généralement inférieur à 3 m3/h. Ces terrains consolidés peu perméables ne favorisent pas l’aménagement de puits pour l’alimentation en eau des industries et des réseaux communautaires municipaux ou privés. Les utilisateurs ont donc recours à des puits aménagés dans des dépôts meubles perméables (CBRCR, 2009).

Plusieurs zones discontinues dans le bassin versant sont composées de dépôts meubles perméables pouvant théoriquement servir de source d’alimentation à des services d’eau communautaires ou à des industries. Une grande surface du bassin versant est caractérisée par des affleurements rocheux non propices à l’alimentation en eau souterraine (CBRCR, 2009).

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Mis à jour le 15 mai 2012