Les cyanobactéries font partie du règne des bactéries, lesquelles sont reconnues comme étant plus primitives que les algues. Aussi appelées algues bleu-vert, elles possèdent toutefois des caractéristiques communes aux algues, dont les pigments dans leur cellule qui permettent la photosynthèse. Elles font donc également partie de la communauté phytoplanctonique du milieu aquatique. Les algues bleu-vert peuvent être visibles à l’œil nu lorsque la densité est très importante. Il s’agit alors de fleur d’eau de cyanobactérie. Les cyanobactéries peuvent produire des cyanotoxines et, en quantité trop abondante, ces toxines peuvent nuire à la santé humaine et limiter les usages du milieu aquatique atteint (Gouvernement du Québec, 2002).
La prolifération des cyanobactéries en milieu lacustre est influencée par la concentration en phosphore dans l’eau. Les cyanobactéries sont avantagées par rapport aux autres
| Bassin versant | Localisation spécifique | Description du problème | Statut |
|---|---|---|---|
| Saint-Charles | Lac Saint-Charles | La présence de fleurs d’eau de cyanobactéries a été détectée dans le lac Saint-Charles presque chaque année depuis 2006. | Existant |
| Saint-Augustin | Lac Saint-Augustin | Des épisodes de fleurs d’eau de cyanobactéries sont survenus au lac Saint-Augustin en 2001, 2007, en 2009, 2012 et 2013. | Existant |
| 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 |
La présence de fleurs d’eau de cyanobactéries dans le lac Saint-Charles a été détectée pour la première fois en 2006, par la suite, elles ont été détectées en 2007, en 2009, en 2010, 2011, 2012 et 2013. Dans le cadre de l’étude limnologique du haut-bassin de la rivière Saint-Charles de 2009, Annabelle Warren s’est penchée sur le suivi des cyanobactéries en milieu lacustre. Par une analyse mycroscopique réalisée selon la méthode de Utermöhl, elle a notamment pu déterminer la diversité et la densité des cyanobactéries présentes. Ainsi, les genres recensés en 2007 étaient les suivants : Anabaena flos-aquae, Aphanothece sp., Aphanocapsa sp., Coelosphaerium, Merismopedia, Microcystis aeruginosa, Radiocystis et Snowella sp. Parmi celles-ci, Anabaena, Aphanocapsa, Coelosphaerium Microcystis, Radiocystis et Snowella contiennent tous des espèces au potentiel toxique mais c’est seulement Microcystis aeruginosa qui a été observée en grande quantité (jusqu’à 1 000 000 de cellules par ml) (APEL, 2009).
Entre 2007 et 2011, un échantillonnage du phytoplancton incluant les cyanobactéries ont été réalisé à chaque été dans le cadre de la thèse de doctorat de Delphine Rolland. Le graphique suivant montre, pour chaque année d’échantillonnage, le biovolume total (mm³/l) de cyanobactéries par mois ainsi que par espèce. On peut voir que le volume de la biomasse de cyanobactéries montre des variations saisonnières et interrannuelles importantes. Qui plus est, les pics ne sont pas survenus au même moment dans la saison entre les années (Figure 1.3.1) (Rolland, 2013).
Selon les résultats, en 2007 Microcystis aeruginosa, une espèce de cyanobactérie pouvant former des efflorescences, dominait les espèces de phytoplancton en abondance durant le mois d’août. Durant le mois de juillet, les communautés étaient dominés par Aphanocapsa sp., tandis qu’au mois de septembre M. aeruginosa était en co-dominance avec Aphanothece sp.
Durant l’été de 2008, une légère augmentation du biovolume de cyanobactéries a été observé à la fin de l’été avec une co-dominance entre M. aeruginosa et Aphanocapsa sp. en septembre.
En 2009, les espèces pouvant former des efflorescences étaient en faible abondance, tandis que les colonies de picocyanobactéries (Aphanocapsa sp.) et de Chrysophyceace (Dinobryon divergens) ont gagné en importance. La colonne d’eau était tout de même dominée par Woronichinia sp., mais la concentration est demeurée faible. Le biovolume de Aphanothece sp. est demeuré faible, mais en termes de concentration de cellule, ce taxon était dominant avec des moyennes de 22 416 cellules/ml en juillet, 14 303 cellules/ml en août et 11 898 cellules/ml en septembre.
En 2010, Anabaena flos-aquae, une cyanobactérie pouvant former des efflorescences, dominait la colonne d’eau durant tout l’été (juin à septembre). En août, Aphanizomenon sp. est apparu en faible concentrations, alors qu’elle était absente durant les autres étés.
En 2011, le biovolume total de cyanobactéries est demeuré faible durant tout l’été. Anabaena flos-aquae dominait un patron d’assemblage de 3 ou 4 espèces (Dinobryon divergens, Aphanocapsa sp., Anabaena flos-aquae, et la diatomée Aulacoseira ambigua.) (Rolland, 2013).
En 2013, dix formations de fleurs d’eau ont été signalées dans le lac Saint-Charles (APEL, 2013).
La thèse de doctorat de Delphine Rolland portait sur la variabilité et les facteurs de contrôle de la prolifération de cyanobactéries en réservoir tempéré nordique et plus particulièrement au lac Saint-Charles (Rolland, 2013). L’un des objectifs de recherche de sa thèse était de définir la variabilité spatiale et temporelle des variables limnologiques, en accordant une attention particulière aux variables qui pourraient influencer de façon significative la croissance et la prolifération des cyanobactéries. Un autre des objectifs de sa recherche était d’identifier les facteurs de contrôle de la croissance et de la prolifération de deux espèces de cyanobactéries à potentiel toxique: Microcystis aeruginosa et Anabaena flos-aquae. Nous nous intéresserons précisément à ces deux objectifs de recherche afin de décrire brièvement les facteurs qui influencent la présence de cyanobactéries au lac Saint-Charles.
En ce qui concerne le premier objectif donné précédemment, il est d’abord mentionné que l’analyse du phytoplancton suggère que les conditions environnementales du lac Saint-Charles sont propices aux cyanobactéries pouvant former des efflorescences, mais seulement de manière intermittente durant l’été, et non pas à tous les ans. De plus, l’abondance périodique de cyanobactéries implique que le lac a atteint un stade d’enrichissement en nutriments. Les concentrations en Chl-a correspondent à des conditions mésotrophiques (Pour plus d’informations, voir la section 1.2 Eutrophisation/vieillissement prématuré des lacs).
Si on regarde les taxons qui dominent au lac Saint-Charles, Aphanocapsa et Aphanothece sp. sont deux genres typiques des eaux mésotrophiques, tandis que Anabaena flos-aquae, Microcystis aeruginosa et Woronichinia naegeliana sont des genres caractéristiques des conditions eutrophes. Plusieurs autres taxons, souvent observés au lac Saint-Charles, tels que Pediastrum sp., Scenedesmus sp., Asterionella formosa, Aulacoseira ambigua et le chrysophyte Dinobryon divergens, sont tout aussi fréquents dans les eaux eutrophiques (Rolland, 2013).
Les facteurs qui ont permis de contrôler les variations temporelles des cyanobactéries sont principalement la température de l’eau et la stabilité de la stratification thermique, le phosphore total et les conditions lumineuses (sombres) sont également des facteurs qui ont pu favoriser les cyanobactéries.
Les cyanobactéries pouvant former des colonies sont favorisées par une température de l’eau variant entre 20 et 27 °C tout dépendant des espèces. Ces températures ont un effet direct sur leur métabolisme et leur taux de croissance. Ces seuils de température ont été observé chaque été au lac Saint-Charles entre la fin mai et la fin juin avec des températures maximales de l’eau de surface variant entre 22 et 27 °C. Le bassin nord du lac Saint-Charles demeure de surcroît stratifié pendant environ 4 mois chaque été. En réduisant le brassage vertical et en prolongeant la stabilité de la colonne d’eau, les cyanobactéries flottantes ont un avantage compétitifs sur les autres espèces. Le brassage observé dans le bassin sud avantagerait par contres les espèces filamenteuses (Rolland, 2013).
Les efflorescences de cyanobactéries sont généralement présentes dans des conditions où le phosphore total atteint des seuils de 20 à 30 µg/l. Or, au lac Saint-Charles, les moyennes mesurées en surface sont largement en deçà de ces seuils. Cependant, des sources intermittentes externes de phosphore pourraient contribuer à la croissance des efflorescences de cyanobactéries au lac Saint-Charles. Les échantillonnages effectués en aval de la rivière des Hurons, près de l’embouchure ont révélés des concentrations souvent supérieures à 20 µg/l. Lorsque le débit est élevé, des concentrations importantes de phosphore total peuvent être observées. Une concentration de 284 µg/l a déjà été enregistrée lors d’une crue. Une modélisation des apports en phosphore effectuée par Bourget dans le cadre de sa maîtrise a démontré que la rivière des Hurons était potentiellement à l’origine de près de la moitié des apports en phosphore dans le lac Saint-Charles (Rolland, 2013).
L’eau du lac Saint-Charles est généralement sombre, ce qui avantage les cyanobactéries en raison de leur pigments spécialisés (Rolland, 2013).
Microcystis aeruginosa, tout comme d’autres espèces de cyanobactéries, produit et libère un groupe de toxines appelées microcystines. Les microcystines sont les toxines cyanobactériennes que l’on retrouve le plus fréquemment dans l’eau, et ce sont aussi celles qui sont le plus souvent la cause d’intoxication chez les animaux et chez les humains qui entrent en contact avec des fleurs d’eau toxiques. Les microcystines sont extrêmement stables dans l’eau grâce à leur structure chimique qui leur permet de persister dans les eaux tièdes et froides et de tolérer des changements importants dans la composition chimique de l’eau, notamment le pH (Santé Canada, 2008).
L’exposition à des toxines cyanobactériennes d’eau douce peut rendre malade et il est possible qu’une exposition prolongée à de faibles niveaux d’hépatotoxines cyanobactériennes puisse avoir des effets à long terme ou chroniques sur les humains. Le fait d’avaler de l’eau, du poisson ou des produits à base d’algues bleu-vert présentant des taux élevés de toxines, peut donner des maux de tête, de la fièvre, de la diarrhée, des douleurs abdominales, des nausées et des vomissements. Le contact avec la peau lors de la baignade peut entraîner picotement et irritation aux yeux et à la peau, ou d’autres réactions allergiques ressemblant à la fièvre des foins. Les enfants risquent plus que les adultes de présenter de graves lésions hépatiques s’ils ingèrent des quantités importantes de microcystines, parce que leur poids corporel est comparativement plus faible. Les animaux pourraient devenir extrêmement malades et même en mourir. Les animaux ne sont pas plus sensibles aux effets des toxines que les humains, ils sont simplement peu préoccupés par l’apparence ou l’odeur de l’eau qu’ils boivent. La mort est généralement causée par des lésions au foie ou au système nerveux, selon l’espèce prédominante de toxine dans l’eau. Les traitements pour neutraliser les effets des toxines cyanobactériennes chez les animaux ne sont pas bien connus (Santé Canada. 2008).
Lorsque la présence de cyanobactéries est décelée dans les approvisionnements d’eau, les usines de traitement peuvent les éliminer de plusieurs façons. Dans les usines de traitement conventionnelles, les cellules cyanobactériennes sont éliminées par l’ajout de substances chimiques qui collent les cellules ensemble, elles deviennent plus lourdes et décantent au fond d’un réservoir, permettant ainsi leur filtration. Toutefois, cette méthode n’élimine pas les toxines des cyanobactéries potentiellement toxiques. Pour ce faire, des procédés d’oxydation ou du charbon activé doivent être utilisés. Par contre, il est nécessaire d’effectuer plus de recherche dans ce domaine. En général, l’utilisation de substances chimiques (comme le sulfate de cuivre) ou toute autre méthode de traitement qui détruit les cellules et libère les toxines devrait être évitée (Santé Canada. 2008). L’usine de traitement de l’eau de la Ville de Québec est équipée pour éliminer les cyanobactéries dans l’eau potable.
Les fleurs d’eau de cyanobactéries affectent également l’aspect esthétique d’un plan d’eau, elles sont responsables de la production de composés malodorants, réduisent la biodiversité et l’oxygène.
En septembre 2001, les cyanobactéries dominent les 8 classes de phytoplancton observées au lac Saint-Augustin. Les cyanobactéries observées au lac Saint-Augustin durant l’été 2001 étaient principalement représentées par Microcystis sp., Aphanocapsa sp., et Oscillatoria utermoehlii. L’abondance des cyanobactéries était particulièrement élevée de la mi-août à septembre où un bloom algal a été observé (Bergeron, et al., 2002). Des épisodes de fleurs d’eau de cyanobactéries sont également survenus au lac Saint-Augustin en 2007 et en 2009 (MDDEFP, 2014). En 2009, de l’écume et des efflorescences ont été observées dans plusieurs secteurs en bordure du lac. Lors de cet épisode, aucune cyanotoxine n’a été détectée. La concentration des cyanobactéries dans le plan d’eau était très variable allant de 10 000–20 000 cell./ml jusqu’à 100 000-500 000 cell./ml (Martineau, 2009). Les analyses du MDDEFP (aujourd’hui le MDDELCC) ont toutefois démontré qu’aucune toxine n’était présente (CBLSA, 2012). En 2013, la présence de cyanobactéries a été signalée au MDDELCC, mais le plan d’eau n’a pas été visité. En 2013, le MDDELCC a mis en place une nouvelle procédure pour la gestion des épisodes de fleurs d’eau d’algues bleu-vert et, à cet effet, les plans d’eau dits “récurrents”, soient ceux qui ont été touchés par une fleur d’eau d’algues bleu-vert au moins trois années, consécutives ou pas, sur une période de six ans, ne sont pas visités, à moins de conditions particulières (MDDELCC, 2014).
Les concentrations en phosphore au lac Saint-Augustin coïncident avec le niveau hyper-eutrophe du lac (Martineau, 2009; Simoneau et al., 2004). Les quantités élevées de phosphore proviennent en partie des tributaires situés au nord et des rejets de marais de décantation, et sont de sources essentiellement anthropiques (Martineau, 2009). Les quantités de phosphore sont également de source endogène et proviennent d’un relargage interne des sédiments (Brin, 2006). Ce phénomène, très persistant, peut perdurer de 10 à 20 ans à la suite du retrait de la source externe de phosphore (Brin, 2006).
La diagnose du lac Saint-Augustin en 2001 a permis d’identifier la présence de quatre toxines reliées aux cyanobactéries : l’anatoxine-A (neurotoxine) et les microcystines LR, RR et YR (hépatotoxines). Ces toxines sont principalement produites par les genres de cyanobactéries suivants : Anabaena, Aphanizomenon, Microcystis, Oscillatoria, Nostoc et Anabaenopsis (Duy et al., 2000 tiré de Bergeron, et al., 2002). À noter qu’au lac Saint-Augustin, on a relevé, en 2001, la présence de Microcystis, Anabaena, Aphanizomenon et d’Oscillatoria au cours de l’analyse phytoplanctonique (Bergeron, et al., 2002).
Les résultats des analyses de toxicité algale sont tous sous les limites de détection des appareils d’analyses utilisés. Cependant, on ne doit pas conclure à l’absence totale de toxines dans ce lac. La production de toxines par les cyanobactéries varie selon les proliférations de fleurs d’eau, et également à l’intérieur d’une même prolifération. Plusieurs facteurs affectent la production de toxines dont la température, le pH, l’intensité lumineuse, la quantité de nutriments et la présence de certains métaux. De plus, il a été observé que la production de toxines augmente pendant la phase de croissance exponentielle de la prolifération de fleurs d’eau et qu’elle diminue durant la phase stationnaire (Duy et al., 2000 tiré de Bergeron, et al., 2002). Des échantillons supplémentaires devront être pris afin de s’assurer que la libération des toxines n’est pas élevée au lac Saint-Augustin.
Lors d’une éclosion de fleur d’eau de cyanobactéries, il est recommandé d’éviter les activités de contact direct et indirect avec l’eau, que les animaux boivent l’eau ou s’y baignent et la consommation de viscères de poissons. À cet égard, la baignade est déjà interdite dans le lac Saint-Augustin. Ces recommandations s’ajoutent à un certain impact de nature esthétique. La coloration de l’eau lors des éclosions détériore la qualité visuelle du plan d’eau en plus de restreindre l’accès au plan d’eau. De plus, la présence des cyanobactéries peut provoquer des odeurs désagréables.
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Mis à jour le 28 août 2015
