Reconstitution De L'état Trophique Du Lac Nairne, Charlevoix, Qc

ANN-JULIE ROY

RECONSTITUTION DE L’ÉTAT TROPHIQUE DU LAC NAIRNE, CHARLEVOIX, QC

Mémoire présenté à la Faculté des études supérieures et postdoctorales de l’Université Laval dans le cadre du programme de maîtrise en sciences géographiques pour l’obtention du grade de Maître en sciences géographiques (M.Sc.Géogr.)

DÉPARTEMENT DE GÉOGRAPHIE FACULTÉ DE FORESTERIE, DE GÉOGRAPHIE ET DE GÉOMATIQUE UNIVERSITÉ LAVAL QUÉBEC

2012

Résumé

Depuis le début des années 2000, la détérioration de la qualité de l’eau de nombreux lacs du sud québécois, résultant souvent en des floraisons de cyanobactéries, inquiète de plus en plus les résidents et les municipalités affectées.

Ces préoccupations ont mené à la mise en place d’une étude paléolimnologique du lac Nairne, ayant pour but principal de reconstituer l’évolution trophique du lac. La municipalité de Saint-Aimé-des-lacs et l’Association pour la Protection de l’Environnement du Lac Nairne (APELN), en collaboration avec le partenariat CIMA+/ULaval, ont joint leurs efforts pour fournir aux décideurs les outils nécessaires à une meilleure compréhension de l’évolution de la qualité de l’eau du lac et pour l’élaboration d’un plan de gestion adapté au lac.

Cette étude retrace l’évolution trophique du lac Nairne (Charlevoix, Qc) selon une approche paléolimnologique à l’aide des diatomées fossiles, d’analyses géochimiques et de pigments photosynthétiques fossiles. Les résultats obtenus démontrent une eutrophisation progressive du plan d’eau depuis 780 ans BC et une accélération de la détérioration de la qualité de l’eau suite à l’exploitation des terres du bassin versant. Cependant, une amélioration de la qualité de l’eau est également notée suite à la diminution des activités d’exploitation dans le bassin versant et à la recolonisation végétale vers 1950. Ces résultats mettent en évidence les conséquences profondes de l’établissement humain sur l’intégrité des écosystèmes aquatiques et la qualité de l’eau, mais aussi qu’une modification des habitudes de vie peut avoir des incidences positives sur la qualité de l’eau.

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Abstract

Residents and municipalities surrounding many southern Quebec lakes have expressed concerns since the early 2000s following massive cyanobacterial blooms that were followed by rapid deterioration of the lake’s water quality. As a consequence, several research programs have been initiated in order to provide those municipalities with an array of tools for a better management of these water bodies.

In this context, the municipality of Saint-Aimé-des-Lacs, the Association pour la Protection de l’Environnement du Lac Nairne (APELN) and a partnership CIMA+/ULaval, have joined forces to conduct a paleolimnological research project at Lake Nairne. This concerted study aims at describing the past and recent evolution of Lake Nairne’s trophic state, and also to provide policy makers with tools for the development of management plans specifically designed for the lake’s watershed.

As part of this concerted study, this master’s thesis describes Lake Nairne’s historical trophic state fluctuations. Using a paleolimnological approach, fossil diatoms, geochemical analysis and photosynthetic fossil pigments have shown progressive eutrophication of the lake basin since 780 years BC and rapid deterioration of the lake’s water quality following the beginning of agricultural and industrial activities in the lake’s watershed. However, improvements in water quality were also noted since the recent slowdown of industrial operations and vegetation recolonization since 1950. These results highlight the profound impact that human settlement and activities can have on the ecological stability of Lake Nairne, but also the capacity of such aquatic ecosystems to partly recover following substantial modification of the lake’s watersheds.

Remerciements

Ce mémoire de maîtrise est l’aboutissement d’efforts soutenus, mais avant tout le résultat du dépassement de soi. Le défi que je me suis lancée à l’automne 2009 est maintenant accompli. Il m’a fait cheminée sur le plan personnel par la prise de conscience de ma valeur intellectuelle, mais m’a également apporté beaucoup sur le plan de l’apprentissage grâce à l’aide précieuse de mes collègues et amis.

Je voudrais d’abord remercier mon directeur Reinhard Pienitz pour la confiance et l’encadrement qu’il m’a accordé tout au long de ce mémoire. M’octroyer ce projet a été très significatif pour moi et je suis très heureuse d’avoir pu y contribuer. Je voudrais également remercier les deux autres membres de mon comité. D’abord, Nicolas Rolland pour son partage de connaissances et son aide dans toutes les étapes de réalisation du projet. Les conseils et encouragements ont été indispensables. Par la suite, Warwick Vincent pour m’avoir transmis mes toutes premières connaissances en limnologie lors de son cours, mais également sa curiosité et sa passion notamment au lac Trois-Saumons.

Je voudrais également souligner la contribution de la firme CIMA+ qui a rendu possible la réalisation de cette étude. Non seulement la contribution financière a été indispensable, mais le désir d’avancement et d’innovation de cette compagnie a permis la réalisation de ce mémoire.

J’aimerais également remercier toute mon équipe CIMA+/ULaval. L’apprentissage sur le terrain, l’encouragement constant et les folies passagères au bureau ont été pour moi de merveilleux moments partagés. Merci particulièrement à Roxane Tremblay qui cru en moi dès notre première rencontre et qui n’a cessé de m’encouragée durant tout mon cheminement. Merci à Valérie Labrecque pour le support morale au bureau et la chaleur réconfortante du Snuggie léopard. Merci aussi à Bethany Deshpande pour toute l’aide apportée pour les pigments fossiles et les petits cours d’anglais quotidiens.

Je voudrais également souligner la précieuse aide de Marie-Josée Martineau qui a généreusement effectuée les analyses pigmentaires avec l’aide de Bethany Deshpande au laboratoire en Étude des Écosystèmes Aquatiques. Aussi, j’aimerais remercier les historiens de la Société d’Histoire de Charlevoix, qui nous ont fourni de précieuses informations.

Merci à tous les membres du LPA pour votre support et présence. Je remercie particulièrement Anne Beaudoin et Anne-Marie Wagner pour leur écoute en tant qu’amies et encouragements lors des moments plus difficiles.

Merci à ma famille et amis qui ont été là pour moi et qui ont vécu chaque moment à mes côtés. Merci de croire en moi. Merci particulièrement à mon amoureux Éric Julien qui m’a encouragé à poursuivre mes études graduées même si cela demandait de vivre notre amour à distance.

Enfin, merci à tout ceux qui ont été impliqué de près ou de loin dans ce projet. Votre aide à été importante à mes yeux.

Merci.

À mon papa, avec qui j’ai habité durant cette belle aventure vii

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Table des matières

Résumé ...... ii Abstract ...... iii Remerciements ...... iv Table des matières ...... viii Liste des tableaux ...... xii Liste des figures ...... xiv Introduction ...... 1

Chapitre 1 : Problématique, objectifs et hypothèses ...... 5 1.1 Problématique du lac Nairne ...... 5 1.2 Partenariat CIMA+/ULaval...... 7 1.3 Retombées, objectifs et hypothèses...... 8

Chapitre 2 : Concepts ...... 11 2.1 Les cyanobactéries ...... 11 2.2 Lacs touchés par les floraisons de cyanobactéries ...... 13 2.2.1 Méthodes d’interventions ...... 13 2.2.2 Aménagement...... 15 2.3 Les diatomées ...... 16 2.3.1 Qu’est-ce qu’une diatomée? ...... 16 2.3.2 Cycle de vie des diatomées ...... 17 2.3.3 Diatomées en tant qu’indicateur...... 18 2.3.4 Usage des diatomées ...... 20 2.4 Les pigments photosynthétiques ...... 22 2.4.1 Qu’est-ce qu’un pigment photosythétique?...... 22 2.4.2 Dégradation des pigments photosynthétiques ...... 22 2.4.3 Identification des pigments photosynthétiques ...... 23 2.4.4 Usage des pigments photosynthétiques...... 24 2.5 Données géochimiques...... 25 2.5.1 Microfluorescence-X...... 25 ix

2.5.2 ICP-AES et combustion par CHNS ...... 27 2.5.3 Analyses géochimiques par XRF, ICP et CHNS ...... 28 2.6 Études paléolimnologiques similaires...... 29

Chapitre 3 : Site d’étude...... 31 3.1 Situation géographique et géomorphologique ...... 31 3.2 Structure du bassin versant ...... 31 3.3 Climat et végétation ...... 32 3.4 Histoire de Saint-Aimé-des-lacs ...... 35 3.4.1 Évolution de l’établissement humain ...... 35 3.4.2 Évolution du paysage du bassin versant ...... 37

Chapitre 4 : Méthodologie ...... 41 4.1 Récolte des échantillons...... 41 4.2 Chronologie...... 42 4.3 Perte-au-feu ...... 42 4.4 Analyses géochimiques...... 43 4.4.1 Microfluorescence-X ...... 43 4.4.2 ICP-AES et combustion par CHNS ...... 44 4.5 Diatomées...... 46

4.6 Reconstitution des concentrations de phosphore total (PTinf) et du pH (pHinf) ...... 49 4.7 Pigments photosynthétiques...... 53 4.7.1 Conservation et préparation ...... 53

Chapitre 5 : Résultats ...... 55 5.1 Chronologie...... 55 5.2 Données géochimiques et sédimentaires ...... 57 5.2.1 Perte-au-feu (LOI) des carottes N-01 et N-02 ...... 57 5.2.2 Analyses géochimiques de la carotte N-02 du lac Nairne ...... 66 5.3 Analyses biologiques ...... 68

5.3.1 Assemblages diatomifères ...... 68 5.3.2 Pigments photosynthétiques fossiles ...... 73

Chapitre 6 : Discussion ...... 75 6.1 Portrait de la séquence stratigraphique...... 75 6.2 Influences naturelles du vieillissement du lac Nairne ...... 76 6.2.1 Changements trophiques ...... 76 6.2.2 Origine des apports...... 77 6.2.3 Conclusions ...... 78 6.3 Environnement de transition ...... 79 6.3.1 Changements trophiques ...... 79 6.3.2 Origine du vieillissement ...... 80 6.3.3 Influence du pH ...... 80 6.3.4 Conclusions ...... 82 6.4 Influences anthropiques sur le vieillissement du lac Nairne ...... 83 6.4.1 Impact de l’homme sur les sédiments ...... 83 6.4.2 Changements trophiques ...... 84 6.4.3 Origine de l’enrichissement rapide ...... 86 6.4.4 Origine de l’augmentation du taux de sédimentation en surface ...... 87 6.4.5 Conclusions ...... 88 6.5 Floraisons de cyanobactéries...... 88 6.5.1 Origine des floraisons de cyanobactéries ...... 89 6.5.2 Conclusions ...... 90

Chapitre 7 : Conclusions générales ...... 91 Références ...... 93 ANNEXE A : Modèle linéaire semi-quantitatif de l’eutrophie du lac Narine ...... 104 ANNEXE B : Choix des espèces diatomifères du diagramme stratigraphique ...... 106 ANNEXE C : Concordance des profondeurs des carottes N-01 et N-02...... 108 ANNEXE D : Écologie des espèces de diatomées identifiées lors du comptage ...... 110 Planches diatomifères du diagramme d’abondance relative (%) ...... 117 xi

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Liste des tableaux

Tableau 1: Performances statistiques du modèle utilisé (Wa classique) basé sur la méthode de validation Bootstrap des reconstitutions de PT et de pH du lac Nairne...... 51 Tableau 2 : Datations au 210Pb de la carotte N-01. Les dates ont été calculées à l’aide de la méthode de Sorgente et al. (1999)...... 59 Tableau 3 : Datations AMS 14C de la carotte N-01. Les dates ont été calibrées en années calendaires AD (cal. Anno domini) à l'aide du logiciel CALIB v. 6.0.1 (Stuiver et Reimer, 2011)...... 63

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xiv

Liste des figures

Figure 1: Modèle de reproduction asexuée des diatomées...... 19 Figure 2: Localisation et extension du bassin versant du lac Nairne en Charlevoix, Québec...... 33 Figure 3 : Bathymétrie du lac Nairne et toponymie des cours d'eau majeurs (Aqua- Ressources Inc., 2003)...... 34 Figure 4: Cartographie de l'occupation du territoire du bassin versant du lac Nairne réalisé par Valérie Labecque, 2010...... 39 Figure 5: Localisation des lacs du "training data set" pour le modèle développé par Roxane Tremblay...... 50 Figure 6 : Résultats du test d'analogies de Chorde sur les 60 niveaux analysés dans les sédiments du lac Nairne...... 52 Figure 7 : Activité du 210Pb, du 226Ra fille et du 137Cs pour 12 échantillons de la carotte de sédiments N-01 du lac Nairne, Charlevoix...... 60 Figure 8 : Série de modèles d'âge de la surface des sédiments élaborée à partir des données de 210Pb valides...... 61 Figure 9 : Taux d'accumulation sédimentaire de la carotte N-01 selon la zonation diatomifère...... 62 Figure 10 : Modèle d'âge élaboré pour toute la carotte N-01 à partir des datations au 210Pb (cercles) et AMS 14C (carrés). L’erreur du modèle est représentée par la distance des résidus par rapport à la droite...... 64 Figure 11 : Concordance des analyses de perte-au-feu (LOI) entre les carottes N-01 et N-02 du lac Nairne ...... 65 Figure 12 : Géochimie de la carotte N-02 du lac Nairne, Charlevoix, Qc réalisée à partir des analyses XRF et ICP...... 67 Figure 13 : Abondance relative (%) des assemblages de diatomées du lac Nairne présentant 19 espèces ainsi que les courbes de paléoproductivité élaborée à partir des microsphères et de l’estimation de matière organique, de l’indice de diversité N2 de Hill, du taux de sédimentation (cm.an-1), de la LOI (%) et des reconstitutions

environnementales de pHinf et de PTinf...... 70 xv

Figure 14 : Analyse des pigments fossiles généraux et des pigments fossiles de cyanobactéries (Canthaxantine, Echinenone et Zeaxantine) du lac Nairne, Charlevoix, Qc...... 74

Introduction

Depuis le début des années 2000, un grand nombre de lacs au Québec est touché par les effets de l’eutrophisation, dont le principal effet visuel est les floraisons de cyanobactéries (algues bleu-vert). L’eutrophisation est un processus qui correspond à l’augmentation de la productivité biologique d’un plan d’eau stagnant (milieu lentique) ou d’un cours d’eau (milieu lotique) qui en affecte directement les paramètres chimiques, physiques et biologiques. Cela se traduit par l’augmentation des apports en éléments nutritifs provenant du bassin versant favorisant la croissance algale, l’augmentation de la chlorophylle a et la diminution de la transparence. Comme la production biologique augmente, la concentration en oxygène dissous diminue et l’accumulation sédimentaire au fond du lac augmente accélérant le processus de comblement (Wetzel, 2001 ; MDDEP, 2002). De manière naturelle, un plan d’eau s’eutrophie sur une échelle de temps très longue (milliers d’années), passant d’un stade oligotrophe (faible productivité biologique) à un stade eutrophe (forte productivité biologique). Cependant, depuis l’avènement de l’aire industrielle, l’eutrophisation a été accélérée par les activités anthropiques qui s’opèrent dans les bassins versant, telles que l’usage d’engrais agricoles, les installations sanitaires non conformes, les rejets domestiques et la déforestation. Ces activités accroissent les apports en éléments nutritifs au lac provoquant l’accélération du processus et la dégradation de la qualité de l’eau. L’eutrophisation peut alors s’effectuer en terme de dizaine d’années (MDDEP, 2002).

L’augmentation des apports en éléments nutritifs est responsable de l’accroissement de la productivité biologique, mais c’est le phosphore qui est le principalement responsable en agissant comme élément limitant, c'est-à-dire qu’il limite la croissance des algues lorsqu’il n’est pas en quantité suffisante dans l’eau (Capblancq et Decamps, 2002). Naturellement, les lacs sont en équilibre avec leur écosystème, car la quantité de phosphore libéré est consommée par les organismes et la productivité est stable. Il y a déséquilibre lorsque les gains en phosphore sont supérieurs aux pertes et cela peut être dû aux apports anthropiques comme les engrais agricoles. La surabondance du phosphore va accroître la 2

productivité primaire diminuant indirectement la disponibilité d’oxygène dans le lac suite à l’activité respiratoire accrue des organismes responsables de la décomposition et du recyclage de la matière organique en milieu oxique. Cette carence en oxygène va 1) -3 provoquer un relargage du phosphore particulaire en PO4 dans la colonne d’eau et 2) limiter la croissance des espèces qui ont une forte exigence en oxygène. Certaines espèces indésirables comme les cyanobactéries toxiques sont adaptées à ces conditions et circulent verticalement dans la colonne d’eau. Elles vont en surface afin d’utiliser la lumière en pour faire de la photosynthèse et vont en profondeur pour absorber le phosphore, ce qui leur permet de proliférer et produire des floraisons. C’est l’un des facteurs qui influencent leur abondance dans les lacs eutrophes ( Vincent, 2009 ; Wetzel, 2001).

Afin de connaître de quelle manière et en combien de temps un lac est devenu plus eutrophe, la paléolimnologie est la science priorisée, car c’est la seule source d’information qui procure des données datant de la création du lac (Hall et Smol, 1992). La paléolimnologie utilise les données physiques, chimiques et biologiques préservées dans les profils sédimentaires afin de reconstituer les conditions passées des écosystèmes lacustres, que ce soit la productivité, le pH, la salinité, le climat, etc., en les mettant en relation avec les changements survenus dans le bassin versant. Les études paléolimnologiques sont donc de bonnes techniques pour obtenir de l’information quant à l’évolution de la qualité de l’eau pour ensuite arriver à une gestion mieux appliquée des plans d’eau (Pienitz et Vincent, 2003 ; Smol, 1992).

Plusieurs études utilisant les diatomées fossiles comme indicateur principal, ont montré un lien direct entre les activités anthropiques réalisées dans le bassin versant et la détérioration accélérée de la qualité de l’eau (Köster et Pienitz, 2006 ; Köster et al., 2005 ; Pienitz et al., 2006 ; Roberge et al., 2002). Certaines ont même démontré qu’un arrêt de ces apports externes peut stabiliser la dégradation de la qualité d’eau (Laperrière et al., 2009 ; Tremblay et al., 2001).

Cette présente étude porte sur la reconstitution de la productivité du lac Nairne, afin de voir comment la qualité d’eau du lac a évolué, et ce, à l’aide de la paléolimnologie. Ce mémoire sera divisé en 6 chapitres. Le premier aborde la problématique du lac Nairne, les 3

objectifs visés et les hypothèses. Le second chapitre porte sur les différents concepts nécessaires à une bonne compréhension du lac et de l’étude. Le troisième chapitre décrit de manière précise la situation géographique du lac Nairne et le quatrième chapitre relate et décrit les méthodes utilisées pour l’étude. Le cinquième chapitre décrit les résultats obtenus, et le chapitre 6 met en relation les résultats obtenus et les données historiques pour mieux comprendre l’évolution de la qualité de l’eau dans le bassin versant du lac.

Chapitre 1 : Problématique, objectifs et hypothèses

1.1 Problématique du lac Nairne

En 2002, trois évènements majeurs au sein du lac ont entraîné une prise de conscience vis-à-vis de la qualité d’eau du lac Nairne. Tout d’abord, 1) des floraisons de cyanobactéries ont été observées et sont récurrentes depuis cette année. Ensuite, 2) une importante mortalité de poissons (omble de fontaine et omble chevalier) s’est produite et finalement, 3) des résidents ont dû quitter leur résidence pendant plusieurs jours à cause d’une contamination de leur eau par des cyanotoxines. Suite à ces évènements critiques, l’Association pour la Protection de l’Environnement du Lac Nairne (l’APELN) et la municipalité de Saint-Aimé-des-Lacs ont concerté leurs efforts afin de trouver des solutions pour restaurer les conditions naturelles du lac Nairne. Pour ces deux acteurs, il était très important d’assurer une bonne qualité d’eau puisqu’une grande partie de la population en était affectée tant sur le plan de la santé que de l’économie. En effet, l’économie de la ville est en grande partie basée sur l’utilisation touristique du lac Nairne, car en plus d’attirer des résidents permanents, le lac Nairne est un passage obligatoire pour accéder au Parc National des Hautes-Gorges. Il est également le plus important lac de villégiature de toute la rive-nord du St-Laurent à l’est de Québec et le seul lac de villégiature en Charlevoix (environ 1 000 villégiateurs saisonniers incluant les campings) (Roche, 2008 ; Saint-Aimé- des-Lacs, 2011).

L’APELN et la municipalité ont initié plusieurs démarches, dont des études et la mise en application de nouveaux règlements municipaux, afin de contrer l’eutrophisation du lac Nairne. Entre 2002 et 2008, c’est près de 700 000 $ qui ont été investis en recherche et application de solutions pour ralentir l’eutrophisation du plan d’eau. Une première étude visant la renaturalisation des rives a été menée en 2002 par l’APELN et Exxep Environnement (Roche, 2008). Plusieurs sections de la rive ont été revégétalisées sur une distance de 3 mètres minimum de la ligne des hautes eaux. Toujours en 2002, la 6

caractérisation des installations septiques a été complétée par Robert Hamelin et associés inc., dénombrant 228 installations inspectées dont la majorité était non conforme à la réglementation (Roche, 2008). Depuis cette date plusieurs installations ont été réajustées, mais 15 sont toujours non conformes (en date de 2008). Cette même année, l'APELN a elle- même caractérisé les tributaires et l’émissaire du lac afin de cibler les zones dégradées, et a examiné la morphologie des cours d’eau (longueur, largeur, profondeur, pente et granulométrie). En 2003, la renaturalisation de la rive du lac a également été entamée bénévolement par les citoyens. Cette action a regroupé 123 riverains qui ont déboursé communément environ 2 500 $ au total pour des plants et matériaux. En 2005, une première étude limnologique du lac Nairne, réalisée pour le compte de l’APELN par l’entreprise Robert Hamelin et associés inc., a permis de dresser un bilan de phosphore in situ du lac et de quantifier les teneurs provenant de tous les tributaires. Les résultats ont démontré un problème de relargage de phosphore dans la colonne d’eau. En 2007, un bilan des autres lacs situés sur le territoire de la municipalité a été fait par le Groupe Hémisphères (Roche, 2008). Le lac Brûlé, situé en amont du lac Nairne, a démontré de fortes concentrations en phosphore et en chlorophylle a. Cette étude a soulevé des questionnements quant à l’impact que le lac Brûlé peut avoir sur le lac Nairne. Cette même année, une caractérisation du bassin versant du lac Nairne a été réalisée par le ministère de l’Agriculture, des Pêcheries et de l’Alimentation du Québec (Roche, 2008). Des zones pouvant potentiellement être des sources de phosphore ont été ciblées (berges érodées, zones d’épandage, etc.) et des modifications ont été apportées (équipement et pratiques). En 2008, un inventaire des zones sensibles a été produit par des étudiants de la Faculté d’aménagement, d’architecture et des arts visuels de l’Université Laval (Daigle, et al., 2008). Enfin en 2008, un projet pilote a été entrepris par Roche ingénieurs-conseils qui portait sur l’évaluation d’une nouvelle technologie (PhosphoReduc) pouvant réduire les apports en phosphore par la mise en place de filtres dans certains cours d’eau. Le projet n’a cependant pas pris forme, car il n’a pas été accepté auprès du MDDEP (Saint-Aimé-des- Lacs, 2010, comm. pers.)

1.2 Partenariat CIMA+/ULaval

En 2008, une entente entre CIMA+ et l’Université Laval (Laboratoire de Paléoécologie Aquatique) a permis de mettre sur pied un projet de développement de nouveaux outils de gestion pour les lacs. Concrètement, cette collaboration a permis la réalisation d’un modèle d’inférence du phosphore total, à partir de données mesurées dans des lacs témoins et des assemblages diatomifères modernes présents dans ces lacs (R. Tremblay, en cours). Ces données modernes ont été recueillies durant les étés 2009 et 2010 dans des plans d’eau du Québec méridional selon un large gradient de productivité.

En parallèle à cet outil de modélisation, un outil de gestion du phosphore a été développé à l’aide d’un Système d’Information Géographique (SIG). Ce dernier comportait un premier volet de caractérisation du territoire actuel et passé (les zones habitées, les zones en friches, les zones de forêts, etc.), puis un second volet ciblant et quantifiant les apports en phosphore (diffus et ponctuels) dans le lac à l’aide de coefficients d’exportation (V. Labrecque, en cours). Les analyses multidates de la caractérisation du bassin versant ont été réalisées à l’aide de photographies aériennes de 2010, 1992, 1980, 1964 et 1950 afin de voir l’évolution des apports en phosphore dans le lac.

Cet outil SIG a été validé à l’aide d’un diagnostic paléolimnologique, qui fait l’objet de ce mémoire. Il consiste en la réalisation d’une reconstitution de la paléoproductivité du lac Nairne, basée sur des analyses biologiques et sédimentaires, lesquelles ont été couplées à des valeurs de phosphore total inférées à partir du modèle développé par Roxane Tremblay. Ce diagnostic a premièrement permis de dresser un portrait évolutif du lac aux niveaux biologique et géochimique. Deuxièmement, il a servi à la validation de l’outil SIG. La reconstitution de la paléoproductivité combinée aux valeurs inférées de phosphore total a été comparée aux résultats obtenus par l’outil SIG, et la performance de celui-ci a ainsi été évaluée.

Le dernier projet de cette collaboration consiste en l’élaboration d’un modèle prédictif de floraisons de cyanobactéries. Il sera réalisé à partir de données de pigments photosynthétiques fossiles pour un ensemble de 11 lacs (Deshpande, en cours). Les cycles et les patrons d’activité primaire phytoplanctonique seront examinés afin de trouver un signal permettant la prédiction des floraisons de cyanobactéries.

1.3 Retombées, objectifs et hypothèses

La présente étude du lac Nairne a eu des retombées au niveau scientifique puisque le projet a permis d’approfondir les connaissances concernant l’évolution historique des lacs du sud du Québec. Étant donné que les lacs méridionaux se trouvent dans un territoire où la majeure partie de la population humaine est localisée, il est important d’obtenir de meilleures connaissances sur l’évolution de ces lacs afin de pouvoir poser des actions ciblées et efficaces pour une gestion saine et durable de ces plans d’eau.

De plus, cette étude a eu des retombées plus ciblées puisqu’elle a permis de produire un portrait détaillé de l’évolution de la productivité du lac Nairne et qu’elle a permis de dresser un portrait de la dynamique des pigments photosynthétiques liés aux floraisons de cyanobactéries du lac.

De manière précise, le diagnostic paléolimnologique élaboré pour l’étude du lac Nairne a fourni les données cruciales permettant de :

1. Déterminer la chronologie et les seuils critiques des changements de la productivité

En corrélant les changements majeurs dans les assemblages biologiques (diatomées) aux dates obtenues par les datations, des évènements historiques ont pu y être associés. Par exemple au lac Nairne, la diminution de l’exploitation des terres a restreint les apports en nutriments allant au plan d’eau et ainsi amélioré la qualité comme le démontre les assemblages de diatomées. 9

2. Mesurer la rapidité à laquelle se sont opérés les changements trophique

Naturellement, un lac passe de l’état oligotrophe à eutrophe sur une échelle de milliers d’années. Par contre, les activités anthropiques peuvent accélérer le processus d’eutrophisation faisant passer l’échelle à quelques dizaines d’années. L’échelle de temps sur laquelle se produisent les modifications trophiques est un indice de la résilience du milieu. Pour le lac Nairne, le diagnostic démontre que les changements trophiques ont d’abord été lents et graduels et qu’ils se sont accélérés et intensifiés sous l’influence humaine.

3. Dresser un portrait des floraisons de cyanobactéries

En retraçant l’histoire de l’évolution des floraisons de cyanobactéries, il est possible d’en comprendre la dynamique et ainsi plus facile pour les acteurs dirigeants d’établir des plans de gestion appropriés. Pour le lac Nairne, les données de pigments photosynthétiques ont permis de nuancer la dynamique actuelle des floraisons de cyanobactéries en comparant les concentrations pigmentaire actuelles à celle du passé.

Le diagnostic a permis de répondre à la question principale suivante :

« De quelle manière l’état trophique du lac Nairne a-t-il évolué depuis l’établissement de l’homme dans son bassin versant, et quels sont les évènements ayant modifié cet état? »

La présente recherche s’est basée sur des données qualitatives et quantitatives. En effet, des analyses établies sur l’écologie des espèces de diatomées ont permis de discriminer les seuils critiques de changement de productivité. L’étude des constituantes chimiques à l’aide de la microfluorescence-X a apporté des nuances quant à l’origine des changements (allochtones ou autochtones). Les reconstitutions de phosphore et les analyses géochimiques ICP et CHNS ont permis d’appuyer les variations trophique déduites des analyses diatomifères et de corroborer l’histoire évolutive de la productivité. Les concentrations pigmentaires ont permis de dresser un portrait évolutif des floraisons de cyanobactéries et de nuancer leur intensité actuelle.

Pour cette recherche, les hypothèses qui ont été évaluées sont :

i) L’aménagement humain autour du lac Nairne a eu pour effet un vieillissement accéléré (prématuré) de son état trophique entraînant l’apparition des symptômes indésirables (floraisons des cyanobactéries nocives) ii) Le lac Nairne a subi de grandes variations dans sa productivité primaire dans le passé (paléoproductivité). iii) Les changements d’origines anthropiques ont eu une incidence sur la composition (densité) sédimentaire du lac.

L’objectif principal a été de :

Documenter les modifications quant à la productivité du lac Nairne depuis 780 ans cal. BC, soit avant la période de l’occupation humaine dans le bassin versant jusqu’à aujourd’hui.

Ainsi, les objectifs spécifiques de cette étude visaient à :

i) Identifier et dater les périodes charnières de l’évolution de la productivité du lac ii) Déterminer qualitativement la productivité du lac depuis 780 ans cal. BC iii) Estimer quantitativement la teneur en phosphore depuis 780 ans cal. BC iv) Identifier les causes anthropiques des changements de productivité

Chapitre 2 : Concepts

Ce chapitre a pour but de présenter quatre concepts généraux nécessaires à une bonne compréhension de la problématique, et également à l’intégration des résultats dans leur contexte afin d’en tirer le maximum d’information. En premier lieu, les cyanobactéries seront abordées puisqu’elles sont la résultante visible et directe du problème d’eutrophisation. Ensuite, les méthodes d’intervention les plus couramment employées et des suggestions d’aménagements pour les lacs touchés par les floraisons de cyanobactéries seront exposées. Par la suite, les différents indicateurs qui ont été utilisés pour le diagnostic paléolimnologique du lac Nairne seront détaillés. Finalement, un court aperçu d’études similaires sera présenté.

2.1 Les cyanobactéries

L’eutrophisation naturelle d’un lac provoque des variations dans les paramètres géochimiques et biologiques. Les organismes se succèdent selon leur niveau de tolérance et leurs capacités d’adaptation aux changements environnementaux.

Les cyanobactéries (algues bleu-vert) sont généralement associées à des conditions eutrophes, bien qu’elles soient présentes dans tous les types d'environnements aquatiques, et ce, depuis plus de 2 milliards d'années (Lavoie et al., 2007 ; Vincent, 2009). Elles sont d’une grande importance puisqu'elles sont à l'origine de l'oxygène et indirectement la couche d'ozone sur Terre. En conditions eutrophes ces organismes ont un net avantage sur les autres algues puisqu’ils possèdent plusieurs caractéristiques leur permettant d’être très compétitifs (Lavoie et al., 2007). Une des techniques adaptatives des cyanobactéries est leur mobilité verticale dans la colonne d'eau. Elles peuvent s'y déplacer à l'aide de leurs vacuoles gazeuses afin de profiter des rayonnements lumineux en surface et des nutriments 12

en profondeur dans la zone anoxique. Elles n'ont cependant pas nécessairement besoin d'une très grande quantité d'énergie lumineuse puisque les cyanobactéries possèdent une grande diversité de pigments photosynthétiques leur permettant de faire de la photosynthèse à de faibles intensités lumineuses. C'est pour cela qu'elles sont favorisées en conditions eutrophes, lorsque la transparence de l’eau est faible. Un autre avantage est leur capacité à fixer l'azote atmosphérique lorsqu’il y a des carences nutritives dans le milieu. Elles peuvent stocker l'azote et le phosphore en grande quantité pour l'utiliser en périodes de manque dans le milieu (Lavoie et al., 2007). Dans les milieux eutrophes, la température de l’eau est souvent plus élevée en surface, car les nombreuses particules en suspension dans la colonne d’eau permettent une meilleure absorption du rayonnement solaire, ce qui réchauffe l’eau. Les températures plus élevées favorisent les floraisons de cyanobactéries puisque leur optimum de croissance se situe entre 25 et 35°C (Reynolds et Walsby, 1975). Un autre avantage que les cyanobactéries ont par rapport aux autres algues est leur capacité d'entrer en dormance. Celles-ci peuvent donc survivre dans le fond du lac en consommant leurs réserves d'hydrate de carbone et attendre des conditions adéquates. Deux types de carbone inorganique peuvent être consommés par les cyanobactéries, soit le bicarbonate

(HCO3) et le dioxine de carbone CO2. Contrairement aux autres algues qui ne consomment que le CO2, cette capacité d’utilisation du bicarbonate est avantageuse lorsque la disponibilité de CO2 est limitée (e.g. conditions où le pH de l’eau est élevé). Les cyanobactéries sont capables de diminuer leur vulnérabilité à la prédation grâce à l’adoption d’une structure en colonie qui leur permet de maintenir une biomasse assez grande ce qui rend difficile l’ingestion par le zooplancton. Elles peuvent aussi sécréter des substances (cyanotoxines) repoussant les prédateurs, ce qui leur permet de conserver une grande colonie. En somme, les cyanobactéries sont bien armées pour dominer les autres algues se nourrissant des mêmes substances, mais leur présence en masse cause également des problèmes à la vie à l’extérieur du lac, c’est-à-dire aux riverains (Lavoie et al., 2007).

Les cyanotoxines produites par certaines cyanobactéries éloignent non seulement les prédateurs, mais sont également nocives pour les humains et les animaux. En faible concentration, les toxines peuvent provoquer des irritations de la peau, des yeux, de la gorge, etc. Cependant, en grande quantité, et selon le type de toxine, elles peuvent causer 13

des problèmes gastro-intestinaux et attaquer le foie et le système nerveux (Vincent, 2009). Au Québec, aucun cas de symptômes sévères n’a été signalé (MSSQ, 2010). Les cyanobactéries peuvent également entraîner une modification du goût et de l’odeur de l’eau, ce qui en rend la consommation de celle-ci désagréable (Vincent, 2009).

Les impacts que les cyanobactéries peuvent avoir ne sont pas que de l'ordre de la santé. Ils peuvent toucher l'économie des municipalités concernées. Blais (2002) souligne qu'en 2001 et 2002 les nombreux avis de santé publique qui recommandaient d'éviter la consommation d'eau et la fermeture de quatre plages à la baie Missisquoi ont fortement affecté à la baisse le secteur récréotouristique et socioéconomique de cette région. En effet, les plages ont été désertées, il y a eu une diminution de l’achalandage dans les restaurants à proximité, une diminution de la fréquentation des campings, etc. De plus, la valeur des résidences riveraines a considérablement diminué (Blais, 2002).

2.2 Lacs touchés par les floraisons de cyanobactéries

2.2.1 Méthodes d’interventions

Comme les inconvénients sont nombreux et majeurs, il est important de maintenir une bonne qualité d’eau afin d’éviter les floraisons de cyanobactéries. Pour ce faire, les démarches entreprises visent d’abord à détecter les signes précurseurs selon plusieurs méthodes de suivi de la qualité de l’eau.

La détection visuelle consiste en l'observation des lieux et des signes habituels de présence de cyanobactéries (e.g. couleur de l’eau). C’est une approche relativement simple, mais qui implique un constat des symptômes et non une prévention de ceux-ci. Une deuxième méthode est l'observation au microscope d’échantillons d’eau lors de suivis préventifs. Cette technique permet la prévention, car les organismes peuvent être identifiés

14 avant qu'ils n’atteignent un stade critique d’abondance nuisible. Cette option nécessite cependant des outils ainsi que des connaissances taxonomiques spécifiques, ce qui peut être long à acquérir. Une alternative à cette technique est l’analyse des espèces dominantes seulement, car l’apprentissage taxonomique est plus rapide et cela permet d'obtenir suffisamment d'information pour effectuer une intervention adéquate. Une troisième méthode, beaucoup plus rapide, efficace et éprouvée implique l’analyse d’échantillons d’eau à l’aide d’un spectrophotomètre. Cette technique se base sur l’absorption de l’énergie lumineuse et sa réémission (longueur d’onde spécifique pour chaque pigment) afin de connaître la composition de la biomasse et de la quantifier. Elle nécessite cependant un outillage adéquat qui est dispendieux et les connaissances techniques nécessaires au fonctionnement de l’appareil. Une dernière alternative est la paléolimnologie. Cette technique favorise les interventions à long-terme qui visent un plan de gestion plutôt qu'un plan d'intervention. La paléolimnologie permet la reconstitution historique des floraisons de cyanobactéries depuis une période de temps donnée. Elle permet de voir les tendances, les cycles et le comportement du lac au naturel afin de mieux comprendre son fonctionnement actuel (Lavoie et al., 2007).

Bien que des floraisons se soient déjà produites avant le début des années 2000 au Québec, c’est principalement à partir de ces années que l’opinion publique a pris conscience de leur présence, notamment suite à l’importante médiatisation qui en a découlé. Ceci est principalement dû à l’intérêt gouvernemental pour la conservation de la qualité d’eau qui s’est manifesté au même moment. Depuis 2002, ce dernier a débuté le projet expérimental du réseau de surveillance volontaire des lacs du MDDEP afin d’accroître l’acquisition de données physico-chimiques des lacs québécois. La démarche suivie par ce réseau est de 1) déterminer le stade trophique des plans d’eau, 2) voir l’évolution des lacs et dépister les signes d’eutrophisation, 3) informer et sensibiliser la population de l’état de leur lac et 4) obtenir un portrait régional des plans d’eau. En 2004, le programme est devenu accessible au public et 53 lacs ont été suivis dont 21 touchés par les cyanobactéries. En 2008, c’est plus de 300 lacs qui ont été suivis avec 138 lacs touchés et plus de 350 en 2009 pour 150 lacs touchés (MDDEP, 2002). Comme il s’agit d’un suivi fait volontairement par les associations de riverains ou municipalités, l’inventaire des lacs 15 québécois n’est pas complet. Cependant, il offre un outil de suivi annuel et peu onéreux qui aide les gestionnaires à intervenir.

Concrètement, cet outil base ses critères de classement trophique sur 4 indicateurs :

1. Le phosphore total, qui informe sur la productivité du plan d’eau. 2. La chlorophylle a, qui informe sur la biomasse du lac. 3. La concentration d’oxygène dissous dans l’hypolimnion, qui informe sur le degré de décomposition de la matière organique. 4. La transparence de la colonne d’eau, qui informe sur la quantité d’algues dans le plan d’eau.

Comme la transparence peut être affectée par la couleur de l’eau, la concentration en carbone inorganique dissous est généralement analysée afin de ne pas fausser l’interprétation de l’indicateur de transparence.

Cet outil a l’avantage d’être convivial, facile d’accès et peu coûteux. De plus, il permet la création de bases de données physico-chimiques annuelles comparables et publiques. C’est un outil qui permet d’effectuer des interventions rapides lors de floraisons et qui permet un suivi à forte résolution. Cependant, cette technique est moins adaptée pour la gestion à long-terme d’un bassin versant puisque le portrait évolutif du plan d’eau est long à acquérir et que les données comparables des années antérieures ne remontent qu’à 2002 maximum dans la plupart des cas.

2.2.2 Aménagement

Bien qu’un suivi des plans d’eau soit une très bonne démarche pour la détection des floraisons de cyanobactéries, il est également important d’adopter des habitudes qui les défavorisent. Pour ce faire, il faut réduire les apports en phosphore au maximum puisqu’il s’agit du principal élément les favorisant. Plusieurs aménagements favorisant l’infiltration

16 de l’eau et minimisant l’usage des nutriments sont présentés par le MDDEP pour l'atteinte de cet objectif. Plusieurs aspects doivent être pris en compte lors de l’aménagement d’une habitation près de la rive et le document public « Prendre son lac en main » du MDDEP renseigne sur tout ce qui doit être considéré. Il est également important que les habitations qui ne sont pas directement sur la rive mettent également en place de bons aménagements, car elles ont aussi une incidence sur le lac.

2.3 Les diatomées

Pour l’étude du lac Nairne, les diatomées ont été le bio-indicateur de premier plan et ont fourni une grande qualité d’information quant à l’évolution de la qualité de l’eau du lac.

2.3.1 Qu’est-ce qu’une diatomée?

Les diatomées sont des organismes microscopiques unicellulaires qui font partie de la classe algale des Bacillariophyceae. Ce sont des organismes qui ont une paroi cellulaire en silice qui se préserve très bien dans les sédiments (Moser et al., 1996). On dénombre plus de 100 000 espèces de diatomées dans le monde (Smol et Stoermer, 2010). Les diatomées sont ubiquistes (océans, lacs, rivières, ruisseaux, neige, glace, caves, etc.) et ce, peu importe la latitude (Blain et al., 1997 ; Lavoie et al., 2004 ; Vézina et Vincent, 1997). Elles ont cependant une distribution en fonction de leur étroite tolérance écologique, ce qui leur procure une très grande sensibilité aux changements environnementaux dans le milieu (pH, salinité, quantité de nutriment, lumière, turbidité, température, etc.) (Moser et al., 1996). Elles sont également présentes dans différents types d'habitats puisqu’elles peuvent être euplanctonique (en suspension dans la colonne d’eau), épiphytique (qui colonise d’autres végétaux), epilithique (qui colonise des surfaces rocheuses et des galets), 17

epipsammique (qui colonise les sables), etc. (Moser et al., 1996). Le temps que prend une communauté à s'adapter aux changements s'opérant dans un plan d'eau peut prendre jusqu'à 5 semaines (Lacoursière et al., 2011). Ceci est relativement rapide comparativement aux chironomides qui peuvent prendre jusqu’à 3 ans pour effectuer un cycle de vie complet en milieux nordiques et alpins (Lindegaard et Jonasson, 1979 ; Lindegaard et Maehl, 1993).

2.3.2 Cycle de vie des diatomées

Morphologiquement, la diatomée est composée de 2 valves formant le frustule. Ces valves s’emboîtent de la manière d’une boîte de pétri. Le « couvercle » est appelé épivalve et le « fond » est appelé hypovalve. Lors de la reproduction asexuée, les deux valves de la diatomée s’écartent pour devenir deux valves filles qui seront toutes deux des épivalves (

Figure 1). Les deux hypovalves se formeront par la suite par déposition de silice. Ainsi, ce type de reproduction entraîne un rétrécissement progressif des individus, et ce, pour une même espèce. La reproduction asexuée est la plus fréquente; cependant, lorsque les valves ont atteint leur taille minimale, la reproduction devient sexuée. Cela permet de recréer des individus de taille dite normale. Cette reproduction est appelée l’auxosporulation. Il s’agit de la production d’œufs qui seront fertilisés par la suite (Rumeau et Coste, 1988). Les différentes espèces de diatomées se distinguent morphologiquement par certains critères qui en permettent l’identification. D’abord, on peut isoler 3 groupes : les centriques, les pennales avec raphé et les pennales sans raphé. Ensuite il faut regarder la forme générale, la longueur, la largeur, l’ornementation et le nombre de stries par 10 µm. Ce dernier élément est le plus déterminant lors de l’identification. En fait, malgré des différences de longueur ou de largeur des individus pour une même espèce, le nombre de stries par 10 µm reste toujours le même (Moser et al., 1996).

2.3.3 Diatomées en tant qu’indicateur

Pour qu'un organisme biologique soit considéré comme étant un bon indicateur paléolimnologique, il doit posséder les caractéristiques suivantes : 1) une bonne conservation dans les sédiments, 2) un intervalle de préférences écologiques étroit, 3) une capacité à répondre rapidement aux changements qui s'opèrent dans le milieu, 4) une taxonomie bien définie, 5) être identifié selon des critères stricts (augmente sa fiabilité), et 6) une grande distribution géographique (Bellinger et David, 2010). Les diatomées répondent à ces critères puisque plusieurs d’entre elles possèdent un petit spectre de préférences écologiques (sténotypes) ce qui les rend meilleures que d’autres espèces eurytypes pour la caractérisation de milieux. De plus, leur temps de réponse est assez rapide (en deçà de 5 semaines). Ainsi, toutes les modifications, de faible ou grande envergure, sont enregistrées ce qui rend la reconstitution environnementale plus complète et fiable. Également, les diatomées ont une taxonomie bien élaborée et elles sont utilisées pour les reconstitutions depuis aussi loin que les années 1900 (Battarbee, 1986). De nombreux ouvrages de référence très reconnus en taxonomie existent également, ce qui en facilite l’identification (Krammer et Lange-Bertalot, 1986 ; 1988 ; 1991 a ; 1991 b.). De plus, l'exosquelette en silice facilite l’extraction de ces frustules pour les fins d’analyses (Smol et Stoermer, 2010).

Figure 1: Modèle de reproduction asexuée des diatomées

2.3.4 Usage des diatomées

Les diatomées sont des bioindicateurs qui peuvent être utilisés dans différents types d’études dont voici un rapide résumé portant sur les thèmes de recherche de l’ouvrage The Diatoms : Applications for the Environmental and Earth Sciences (Smol et Stoermer, 2010).

Les études portant sur les changements environnementaux des lacs et cours d’eau font souvent usage des diatomées. En effet, elles permettent de déterminer leurs conditions de santé, et ce, à l’aide 1) d’indices autécologiques et 2) d’indices de diversité portant sur la composition des assemblages et de la variété des espèces. Il peut s’agir d’outils très intéressants à utiliser pour les organismes de bassin versant ou autres. Le guide d’identification des diatomées des rivières de l’est du Canada (IDEC) est un exemple d’outil développé à ces fins. C’est un ouvrage offrant un guide taxonomique à partir duquel un indice de qualité d’eau a été élaboré (Lavoie et al., 2007).

L’utilisation des diatomées dans les études sur l’acidification des plans d’eau est un autre exemple. Cette application a été d’une très grande utilité dans les années 1960-70 quand ont débuté les inquiétudes face aux pluies acides. Les reconstitutions de pH ont permis de nuancer l’origine de l’acidification de certains lacs en plus de soulever diverses hypothèses sur les impacts des diverses causes possibles. Des groupes de chercheurs tels que Battarbee et al. (1985), Charles et Camburn (2000) et Dixit et al. (1992) ont travaillé sur ce thème.

Les études traitant de l’eutrophisation font également souvent appel aux diatomées comme bioindicateur. Les reconstitutions de l’enrichissement culturel des plans d’eau à l’aide de ces organismes permettent de déterminer quand les changements ont débuté, quelles en sont les causes, quelle était la productivité naturelle afin d’établir de meilleurs plans d’intervention et de gestion. L’étude de Roberge et al. (2002) en est un exemple et a démontré que les activités anthropiques qui ont eu lieu dans le bassin versant du lac Saint- Augustin ont affecté la qualité d’eau. Il a été démontré à l’aide des assemblages 21 diatomifères que la très forte productivité du lac serait due à l’utilisation croissante d’engrais agricoles, à l’urbanisation et à la déforestation.

Les études portant sur les fluctuations de niveaux lacustres font également appel aux diatomées. Elles sont discernables par l’observation des changements qui s’opèrent entre les communautés benthiques et les communautés. L’étude de Wolin (1996) a identifié plusieurs variations lacustres, dues à des changements climatiques. Ce sont entre autres les analyses diatomifères qui ont permis d’établir ces fluctuations. En effet, lors de niveaux plus bas, il y avait un accroissement de l’abondance des espèces benthiques et épiphytiques. Cette étude a également soulevé l’hypothèse d’une hausse future pour le bassin, mais d’autres facteurs doivent être analysés avant de pouvoir le confirmer.

Les diatomées sont également utilisées dans les études nordiques où le climat est extrême. Elles peuvent servir entre autres à déterminer la variation de la limite des arbres dans le temps. La nette différence des assemblages entre les milieux végétalisés et non végétalisés permet de discriminer cette limite. Cela apporte de riches informations écologiques et permet de mieux comprendre l’évolution d’un paysage du point de vue de la végétation. Pienitz et al. (1997) et Vincent et Pienitz (2000) ont entre autres travaillé sur ce thème. L’étude de Ponader et al. (2002) a démontré, à l’aide des diatomées (et d’autres indicateurs), que l’ouverture du couvert forestier environnant le lac Karinbou s’est effectuée très graduellement, car il y a eu très peu de changement dans l’assemblage.

L’usage des diatomées peut se faire pour les études traitant des variations du niveau marin relatif. En effet, les successions de communautés selon le gradient de salinité (eau douce à hypersaline) permettent d’acquérir l’information nécessaire pour les reconstitutions. L’étude de Josenhans et al. (1997) a fourni d’importants renseignements quant à l’occupation du territoire des Îles de la Reine Charlotte depuis 14 600 ± 200 ans cal. BP. Les différents impacts des variations du niveau marin relatif ont été abordés dans cet article et de nouvelles connaissances quant aux déplacements des populations humaines ont été apportées.

2.4 Les pigments photosynthétiques

Les pigments photosynthétiques sont le bio-indicateur de deuxième importance. Ils se combinent parfaitement à l’étude des communautés fossiles de diatomées afin de confirmer les conclusions basées sur ces organismes biologiques et complètent l’information avec des résultats quantitatifs.

2.4.1 Qu’est-ce qu’un pigment photosynthétique?

Les pigments photosynthétiques sont des molécules chromatiques provenant entre autres des plantes et jouant un rôle dans le processus de la photosynthèse. Les pigments photosynthétiques se trouvant dans les sédiments lacustres proviennent principalement des algues planctoniques et benthiques, des bactéries phototrophes et des macrophytes (Leavitt et Hodgson, 2001). Les pigments sont utilisés comme indicateur biologique depuis plus de 50 ans (Foxe, 1944) et il a été possible de retrouver des pigments datant de plus de 56 000 années dans des sédiments marins (Watts et Maxwell, 1977). Les pigments photosynthétiques se distinguent des pigments photoprotecteurs qui protègent les cellules contre un excès de radiation solaire (Bonilla et al., 2009).

2.4.2 Dégradation des pigments photosynthétiques

Différents types de pigments existent : les caroténoïdes, les chlorophylles, les photoprotecteurs et d'autres composantes solubles ainsi que plusieurs dérivés de pigments qui eux proviennent de leur dégradation. Les pigments qui sont utilisés comme bioindicateurs dans les sédiments proviennent des caroténoïdes, des chlorophylles et de leurs dérivés. 23

Les processus de dégradation diffèrent entre les caroténoïdes et les chlorophylles, mais dans tous les cas, les pigments débutent leur dégradation dans la colonne d'eau. Les principaux facteurs favorisant la dégradation sont la lumière, les hautes températures, la présence d’oxygène, les pH extrêmes et la biodégradation biologique par les organismes brouteurs. Lorsque les pigments sont libérés dans la colonne d'eau, deux processus vont favoriser leur dégradation, soit une action biologique et une oxydation chimique. Ils seront alors dégradés à plus de 95%, et ce, en quelques jours (Leavitt, 1993). Une fois déposés au fond du plan d'eau, les pigments vont continuer de se dégrader, mais à différentes échelles temporelles ce qui dépendra des conditions physico-chimiques du milieu. Si les pigments sont à l'interface eau-sédiments, leur demi-vie de dégradation sera de l'ordre d'années. S'ils sont enfouis sous les sédiments, la dégradation se fera en termes de millénaires (Repeta, 1989).

2.4.3 Identification des pigments photosynthétiques

L’identification des pigments se fait à partir du temps de rétention et de la signature spectrale de l’absorption (sera abordé au Chapitre 4).

L’utilité des pigments dans l’analyse paléolimnologique repose, entre autres, sur le fait qu’ils sont présents dans tous les végétaux et qu’ils sont spécifiques à certains groupes taxonomiques. Par exemple, l’Échinénone et la Zéaxanthine sont présentent dans les cyanobactéries, l’Alloxanthine est présente dans les algues en général, et la Chlorophylle a est présente dans toutes les plantes. La Luteine et la Zéaxanthine sont présentent dans les algues vertes et la Canthaxanthine dans certaines cyanobactéries.

2.4.4 Usage des pigments photosynthétiques

Les premières utilisations des pigments photosynthétiques dans des études paléolimnologiques portaient simplement sur la présence d'organismes phototrophes (Brown et Colman, 1963) ou sur l'estimation des changements de productivité (Vallentyne, 1957). Suite aux avancées faites, entre autres au niveau de la taxonomie, les pigments peuvent aujourd'hui être utilisés à diverses intentions :

1. Ils peuvent servir d’indicateur de la composition algale. Lorsque les pigments sont extraits des sédiments, ils peuvent être isolés les uns des autres, entre autres avec le HPLC (sera abordé au Chapitre 2) pour en déterminer la composition et comprendre le milieu (Zullig, 1981).

2. Ils peuvent être utiles dans les études portant sur les interactions dans la chaîne alimentaire. L’étude de Leavitt et al. (1989) a étudié les interactions complexes entre différents maillons de la chaîne alimentaire sur une longue période. Il a documenté les lacs Paul et Peter qui ont démontré des changements dans leur état trophique. Les changements dans les compositions des communautés de poissons se sont répercutés sur les communautés zooplanctoniques puis sur celles microbiennes permettant ainsi de repérer la trace du signal dans les pigments fossiles.

3. Ils peuvent être indicateurs des changements physiques de la structure de la colonne d’eau des lacs. En effet, certaines études (Hodgson et al., 1998 ; Hurley et Watras, 1991) ont démontré qu’il est possible de reconstituer les variations de la stratigraphie de la colonne d’eau grâce aux différents pigments accumulés et ainsi mieux comprendre la dynamique du milieu à l’étude. En effet, Hodgson (1998) a mis en évidence les impacts de la construction d’un barrage sur la stratigraphie du plan d’eau et les communautés microbiologiques.

4. Ils sont indicateurs des radiations UV passées. En effet, les pigments peuvent servir à la reconstitution des radiations UV passées. Selon leur concentration dans les 25

sédiments, il est possible de caractériser la pénétration solaire dans la colonne d’eau. L’étude de Leavitt et al. (1997) a démontré que 2 lacs de montagne situés dans les moyennes latitudes auraient été exposés à des radiations plus importantes dans le passé que durant la période humanisée.

5. Finalement, les pigments ont été utilisés comme indicateur d'impacts anthropiques, comme pour l’eutrophisation, l’acidification, les pratiques agricoles, les changements climatiques (Hall et al., 1999 ; Leavitt et Findlay, 1994 ; Antoniades et al., 2011).

Les pigments peuvent donc être utilisés en tant que marqueurs pour toutes études dans lesquelles l'abondance, la productivité et la composition des communautés phototrophes varient.

2.5 Données géochimiques

2.5.1 Microfluorescence-X

La paléogéochimie est une discipline qui cherche à reconstituer les environnements passés à l'aide des variations des signaux des éléments chimiques. Ceux-ci se dessinent suite aux altérations dans le bassin versant ou à des changements internes au lac (dissolution ou précipitation d’éléments) qui s'archivent dans les sédiments lacustres. Ce type d’analyse se base donc sur les variations de concentration des éléments chimiques le long d’une séquence stratigraphique. L'un des pionniers dans le domaine était Mackereth (1966). Il a tenté de mettre en place une méthode d'interprétation basée sur trois prémisses :

1. Les changements stratigraphiques dans la composition des sédiments lacustres seraient plus facilement explicables s'ils étaient vus comme une séquence stratigraphique provenant du bassin versant. 2. La composition des sédiments lacustres origine presque entièrement du bassin versant. 3. Les pics de concentrations des éléments chimiques correspondent à des évènements d'érosion ou de pollution.

Ses études se basaient principalement sur les concentrations totales d'éléments. Avec les années et les progrès technologiques de la méthode, on peut aujourd'hui mieux discriminer les éléments et mieux les interpréter (Boyle, 2001).

Pour la présente étude, des analyses non destructives ont été effectuées à l’aide d’un « ITRAXTM core scanner », appareil de mesure qui a notamment été utilisé dans nombre de récentes recherches, entre autres dans l'analyse de pollution de résidus métalliques par les industries minières (Warwick et Croudace, 2006). Dans cette étude, les données de microfluorescence-X (XRF) ont confirmé une pollution anthropique provenant des sites d’extraction.

Une autre étude portant sur les sapropèles (boue riche en matière organique, propice à la formation de pétrole) contenus dans les sédiments méditerranéens a démontré que la radiographie de l'ITRAX a permis d'accroître les connaissances quant à la texture de ces couches et ainsi de mieux comprendre les propriétés physiques (Mercone et al., 2001 ; 2000).

Les analyses XRF permettent aussi d’identifier les turbidites (dépôt de sédiments détritiques déposé en une fois par un courant de turbidité (Office québécois de la langue fançaise, 2012)). En effet, le contact entre le substrat non remanié et les turbidites permet une discrimination des deux. La distinction entre les deux niveaux peut se faire grâce aux différences des éléments chimiques ou grâce à la différence de densité de la matière (Rothwell et al., 2006). 27

Dans un contexte plus appliqué, les analyses XRF ont permis d’établir un lien entre la modification de la nature des sédiments et les activités anthropiques réalisées dans le bassin versant du lac Joseph (Rolland et al., 2006). Ainsi, il a été mis en évidence que la vidange du lac Noire en amont du lac Joseph a perturbé la densité des sédiments ainsi que leur composition chimique.

2.5.2 ICP-AES et combustion par CHNS

Les méthodes Inductively Coupled Plasma-Atomic Emission Spectroscopy (ICP- AES) et Carbone, Hydrogène, Azote et Soufre (CHNS) sont deux techniques, dites conventionnelles, permettant la détection élémentaire des échantillons soumis. Ces deux approches procurent une information quantitative sur la concentration des éléments contenus dans les échantillons et permettent de tracer un profil stratigraphique des variations élémentaires.

Pour la présente étude, ces techniques ont été utilisées afin de valider les profils XRF et les reconstitutions environnementales, mais également dans le but d’en tirer une information complémentaire comme le rapport Corg/N.

Ces méthodes sont régulièrement utilisées, notamment dans les études traitant des variations trophiques d’un plan d’eau (Tremblay et al., 2001) et celles abordant les contaminations minières (Laperrière et al., 2009). De plus, ces techniques ont été utilisées pour des lacs nordiques dont l’étude portait sur le développement d’un modèle d’inférence (Fallu et Pienitz, 1999).

2.5.3 Analyses géochimiques par XRF, ICP et CHNS

Les analyses XRF, ICP et CHNS permettent d’obtenir de l’information quant à la composition géochimique d’un échantillon soumis. Cependant, ces approches se distinguent en quelques points qui doivent être pris en compte lors du choix du type d’analyse.

Les analyses XRF s’effectuent rapidement (quelques heures) et nécessitent peu de préparation de l’échantillon. Il s’agit également d’une méthode qui ne détruit pas la carotte sédimentaire ce qui permet de la sous-échantillonner ultérieurement en fonction de ce qui aura été obtenu comme résultat géochimique. Cette technique est aussi peu coûteuse et permet d’obtenir une résolution très fine (100 µm) et une grande quantité de données. Cependant, selon les éléments d’intérêt, deux itérations avec des capteurs différents peuvent être requises (Cr et/ou Mo). Bien que cette technique possède de nombreux avantages, elle devrait être utilisée comme analyse complémentaire. Elle est encore trop spéculative pour être utilisée seule, mais combinée avec des analyses biologiques (ex. : diatomées, pollen, etc.) elle ajoute beaucoup de valeur aux hypothèses avancées (Boyle, 2001).

Pour les analyses ICP et CHNS, la carotte sédimentaire doit être sous- échantillonnée (analyses destructives) préalablement et des prétraitements sont généralement requis. Cependant, très peu de matériel est nécessaire pour l’analyse, soit moins de 0,5 g de sédiment sec. Cette technique est habituellement plus coûteuse que la précédente et la résolution des données dépendra du sous-échantillonnage effectué. Comme dans le cas des analyses XRF, ce ne sont pas tous les éléments qui seront analysés. Cela dépendra en grande partie des prétraitements réalisés qui peuvent nuire ou même empêcher l’analyse (ex : un prétraitement au sulfure empêche l’analyse du S à cause de la contamination). Un avantage de cette méthode est qu’il est possible de distinguer certaines composantes d’un élément. Par exemple, le Corg peut être discriminé du Ctot par l’analyse CHNS, ce qui peut être très utile pour certaines études. Enfin, ces analyses permettent d’obtenir des données quantitatives très fiables, ce qui est leur plus grand avantage. Ainsi 29 les données sont comparables entre les études et peuvent être interprétées de façon plus détaillée.

2.6 Études paléolimnologiques similaires

Des études comparables à celle du lac Nairne ont déjà été effectuées et ont démontré que les apports en nutriments d’origine anthropique ont accéléré le processus d’eutrophisation dans les lacs étudiés. Certaines ont même démontré qu’un arrêt de ces apports externes peut stabiliser la dégradation de la qualité d’eau.

L’étude paléolimnologique de Tremblay et al. (2001) au lac Saint-Charles a permis de connaître l’état trophique et l’histoire du réservoir d’eau potable de la ville de Québec. Malgré des signes précurseurs d’eutrophisation, tel que l’absence d’oxygène en profondeur, les analyses ont indiqué une stabilité du stade trophique mésotrophe du bassin depuis le début de l’établissement humain (environ 150 ans). Dans le cadre de cette étude, la paléolimnologie a confirmé que les apports anthropiques dans le bassin versant ont affecté la productivité du lac entraînant un vieillissement prématuré, mais les assemblages diatomifères n’ont présenté aucune augmentation de l’abondance des taxa de milieu pollué en nutriments. Ainsi depuis les 150 dernières années le portrait diatomifère du lac indique un état trophique stable.

Le lac Saint-Augustin a été étudié par Roberge et al. (2002) et Pienitz et al. (2006). La recherche visait la reconstitution trophique du lac pour déterminer son état actuel et pour identifier les causes ayant mené à sa détérioration. L’étude paléolimnologique a montré que des apports en nutriments de nature anthropique sont à l’origine de la dégradation de la qualité de l’eau du lac. Spécifiquement, cette étude a montré que l’utilisation croissante d’engrais agricoles, l’urbanisation et la déforestation ont vraisemblablement accéléré l’eutrophisation du lac Saint-Augustin.

L’étude du Walden Pond en Nouvelle-Angleterre par Köster et al. (2005) a permis de retracer l’histoire trophique du lac. Le bilan paléolimnologique indique que, bien que le plan d’eau soit toujours oligo-mésotrophe, une dégradation de la qualité de l’eau au cours des 300 dernières années serait survenue. L’étude montre que les apports anthropiques dans le lac sont responsables de ce changement trophique. Cette étude a permis de dresser un portrait évolutif du lac permettant de mieux prévenir les floraisons de cyanobactéries qui témoigneraient d’une dégradation des conditions trophiques.

Une seconde étude réalisée par Köster et Pienitz (2006) a permis de reconstituer l’évolution trophique de deux bassins se situant en Nouvelle-Angleterre. Le diagnostic paléolimnologique a montré des variations biogéochimiques qui se sont produites durant les 2000 dernières années. Plus spécifiquement, cette étude a permis de distinguer deux causes d’un changement de l’état des lacs. D’un côté, il s’agit d’évènements naturels tels des feux, des épidémies d’insectes et des ouragans. De l’autre côté, des évènements anthropiques comme la déforestation, l’agriculture, l’urbanisation et l’industrialisation ont provoqué des perturbations. Ainsi, il a été démontré que les apports anthropiques provenant du bassin versant ont diminué le niveau de la qualité de l’eau.

Le lac Dauriat, situé à Schefferville (Québec), a été étudié par Laperrière et al. (2009). L’étude paléolimnologique du bassin a permis de retracer l’évolution trophique du lac ainsi que l’historique des polluants. Spécifiquement, cette étude a montré que les eaux usées et les contaminants minéraux résultant de l’exploitation d’une mine de fer ont contribué à l’accélération de l’eutrophisation du lac et à son vieillissement prématuré. La recherche a également établi que le ralentissement du processus de l’eutrophisation est possible lorsque les apports nocifs sont coupés à la source. Cependant, il a aussi été démontré que le retour à des conditions naturelles est un processus très lent, sinon impossible.

Chapitre 3 : Site d’étude

3.1 Situation géographique et géomorphologique

Le lac Nairne (47°41′08,98″N ; 70°20′58,65″O) est situé dans la région est de Charlevoix au cœur de la municipalité de Saint-Aimé-des-Lacs, à environ 20 km à l’ouest de La Malbaie (Figure 2) dans la province géologique de Grenville, sur le Bouclier canadien. Le socle rocheux y est composé de roches métamorphiques mises en place durant l’orogénèse grenvillienne (autour de 1,0 Ga BP). Il s’agit, entre autres, de gneiss, de quartzite et de gabbro (Rondot, 1989). Le paysage du bassin versant du lac Nairne a été modelé durant la glaciation Wisconsinienne et a été déglacé entre 10 000 et 10 500 ans BP (Dyke, 2004). Les dépôts de surface présents correspondent à un complexe morainique principalement composé de sables et de graviers (Gouvernement du Québec, 1990). Durant la transgression marine suivant la déglaciation, la limite de la Mer postglaciaire de Goldthwait aurait atteint une altitude de 210 m, soit à proximité du lac Nairne se trouvant à 218 m d’altitude (Govare, 1994).

3.2 Structure du bassin versant

Le lac Nairne a un bassin de drainage de 28,6 km² et occupe 8,4 % de celui-ci avec une superficie de 2,4 km². Sa longueur et largeur maximales sont de 2 280 m et de 1 440 m, respectivement. Il a une profondeur moyenne de 5,7 m et une profondeur maximale de 12,4 m (Figure 3). Son volume est de 13 802 138 m³ et son temps de renouvellement est d’environ 46 jours (Robert Hamelin inc., 2005). L’indice de sinuosité est de 1,2, ce qui se traduit par une faible irrégularité et complexité de la rive. Le lac Nairne possède 13 affluents, dont les majeurs sont le Gros ruisseau, situé dans la portion ouest du lac, le 32

ruisseau des Bouleaux, situé dans la portion sud du lac, et le ruisseau Gagouette, situé dans la portion sud est du lac (Figure 3). Il ne possède qu’un effluent, le ruisseau de la Décharge, qui est situé dans la portion est du lac, près du camping de la Base de plein air du lac Nairne (Figure 3). Le lac Nairne comporte un autre lac au sein de son bassin versant, le lac Brûlé (Figure 2) (APELN, 2007).

3.3 Climat et végétation

La région de Charlevoix se situe dans la zone climatique continentale humide. Cependant, les importants dénivelés expliquent les variations du climat à l’intérieur même de la région. En effet, dans un intervalle de 0 à 1 100 m, le climat passe de la zone éco- climatique de l’érablière à bouleau jaune à la zone de la toundra alpine (Perron et Gauthier, 2000). La présence d’une végétation de toundra s’expliquerait principalement par le climat continental qui est présent sur les sommets des montagnes dans le Parc National des Grands-Jardins et par la récurrence de feux de forêts qui défavoriseraient la régénération habituelle de la végétation et favoriseraient l’établissement de la toundra alpine (Perron et Gauthier, 2000). Le lac Nairne, étant situé à 218 m d’altitude, est inclus dans la zone climatique de l’érablière à bouleau jaune. La température moyenne journalière observée pour la période estivale située entre les deux mélanges annuels de la colonne d’eau (mai à septembre) est de 12,24°C et le total de précipitations pour la même période est de 428,2 mm, soit une moyenne de 85,64 mm par mois (Environnement Canada, 2010). Sachant que la station météorologique de la région est localisée à une altitude de 722 m et qu’une augmentation de 100 m en altitude se traduit par une diminution de 1°C, les données de températures sont probablement plus élevées que celles enregistrées à la station à Petite Rivière Saint-François (47°17'03" N 70°38'15" W).

Figure 2: Localisation et extension du bassin versant du lac Nairne en Charlevoix, Québec.

Figure 3 : Bathymétrie du lac Nairne et toponymie des cours d'eau majeurs (Aqua- Ressources Inc., 2003). 35

3.4 Histoire de Saint-Aimé-des-lacs

3.4.1 Évolution de l’établissement humain

Les premiers colons européens sont arrivés dans le bassin versant du lac Nairne vers 1807. L’utilisation des terres était principalement consacrée à la culture du blé, mais puisque leur qualité ne permettait pas une exploitation fructueuse, les ressources forestières étaient également exploitées pour les scieries. Entre 1830 et 1865, le nombre de lots habités a augmenté rapidement dû à la forte croissance de l’immigration dans l’arrière-pays. Cependant, plusieurs habitants ont également quitté la région vers 1940 pour s’installer à Saguenay puisque les terres pauvres ne leur procuraient pas de bons rendements. Certains habitants ont également réorienté leur production de blé vers la production laitière. Cependant, peu d’animaux (moyenne de 3 vaches) ont été dénombrés pour ces fermes. En somme, le secteur de Saint-Aimé-des-lacs n’était pas très favorable à la culture du blé, mais avec l’exploitation des ressources forestières, la population réussissait à survivre (Société d’Histoire de Charlevoix, 1998 ; Perron et Gauthier, 2000).

Vers la fin du 19ième siècle et au début du 20ième siècle, certains agriculteurs ont décidé de subdiviser leur lot et de vendre ces parcelles à des commerçants et professionnels de la classe moyenne de La Malbaie qui y ont construit des chalets pour la villégiature autour du lac Nairne. La villégiature est ainsi devenue très populaire auprès des anglophones montréalais et américains près de la rive du Saint-Laurent. Elle a eu le même effet auprès des habitants locaux face à l’arrière-pays. (Société d’Histoire de Charlevoix, 2005 ; Perron et Gauthier, 2000).

Le lac Nairne a connu sa première période de villégiature entre 1910 et 1950, période durant laquelle les gens préconisaient la tranquillité et la détente. Les activités sportives telles que la baignade, la pêche et le canotage étaient recherchées. Les terrains étaient très simplistes et peu aménagés. Il s’agissait de maisons d’été qui étaient habitées de

36 la mi-juin au début septembre (Fête de la Saint-Jean-Baptiste à la fête du travail). Ces habitations modestes possédaient des bécosses généralement situées sur le côté ou à l’arrière de la propriété, où les déchets étaient directement amenés au lac par un système de tuyau, sans avoir subi de traitement d’assainissement ou sans avoir été enterré avec de la chaux (Société d’Histoire de Charlevoix, 2005).

Même durant la deuxième vague de villégiature (1950-1980), les habitations ne possédaient toujours pas d’installations sanitaires propres. Les déchets allaient directement au lac. Cette période était caractérisée par une forte augmentation du nombre d’habitation autour de la rive et l’aménagement développé de celles-ci. Les terrains (pelouses) allaient jusqu’à la rive, des quais étaient construits, le niveau du lac a été adapté pour les besoins des propriétaires et l’utilisation des embarcations à moteurs était très importante. Ce style d’aménagement était fortement influencé par le modèle américain d’après-guerre (Société d’Histoire de Charlevoix, 2005).

Enfin, la dernière phase de villégiature s’étend de 1980 à aujourd’hui. Cette période est caractérisée par une rive déjà très habitée où peu de nouvelles habitations ont été construites. En 1990, 200 habitations ont été dénombrées autour du lac. L’utilisation des embarcations à moteurs très puissants est toujours très importante ce qui favorise la mise en suspension des sédiments et l’érosion de la rive. Suite à la mort massive de poissons et à des floraisons de cyanobactéries dans le lac vers à fin des années 1990 et début 2000, la population est de plus en plus concernée par la santé du lac. Elle a notamment pris conscience de sa responsabilité quant à l’état du lac, et à l’importance de la mise en œuvre d’actions concrètes, telles la création de l’APELN (1987) et l’introduction d’une taxe verte (2005) pour la lutte contre l’eutrophisation (APELN, 2007 ; Société d’Histoire de Charlevoix, 2005 ; Roche, 2008).

Les premières préoccupations quant à la santé et l’utilisation future du lac Nairne remontent à l’année 1975. L’occupation maximale autour du lac était déjà atteinte et les bonnes pêches étaient de plus en plus rares. Il s’agissait d’abord d’une inquiétude face au confort et à la préservation de la qualité de vie autour du lac, et indirectement concernant la qualité de l’eau du lac (Société d’Histoire de Charlevoix, 2005 ). 37

3.4.2 Évolution du paysage du bassin versant

Avant l’arrivée des colons dans le bassin versant (1807), le territoire était à son état naturel. Seuls les Amérindiens l’avaient probablement utilisé pour leur activité de chasse et pêche, mais aucun établissement sédentaire n’était présent (Société d’Histoire de Charlevoix, 1998 ; Perron et Gauthier, 2000).

Les terres entourant le lac étaient alors divisées en deux sections. La partie ouest et nord-ouest était les terres de la Couronne (ultérieurement appelées Canton de De Sales) et le reste des terres appartenaient à la Seigneurie de Murray Bay. Cette dernière se divisait en trois concessions sur le territoire étudié, soit la Concession du Lac Nairne, la Concession des Lacs et la Concession du Ruisseau des Frênes. Elles correspondaient aux limites de la paroisse de Sainte-Agnès qui, aujourd’hui, regroupe les municipalités de Notre-Dame des Monts, Saint-Aimé-des-Lacs et une partie de La Malbaie (Perron et Gauthier, 2000).

Le territoire a d’abord été utilisé pour l’agriculture et la coupe forestière, bien que la qualité des terres était mauvaise. L’épandage de chaux sur les terres agricoles, pour en améliorer la qualité, était déjà courant à cette époque. Les bâtiments de ferme étaient également souvent chaulés afin de les désinfecter. L’apogée de la culture du blé se situe vers 1940, après quoi l’économie de la région se réoriente surtout vers le tourisme. L’exploitation forestière a également atteint son maximum vers 1940. À cette date, le territoire du bassin versant aura presque entièrement été dénudé pour répondre aux besoins de ces deux secteurs économiques. Dès 1950, une reprise de la végétation est remarquée ce qui laisse croire à une véritable réorientation des intérêts du secteur (Société d’Histoire de Charlevoix, 2005 ; V. Labrecque, en cours ; Perron et Gauthier, 2000).

Aujourd’hui, la majeure partie du bassin versant est recouvert de forêt mixte (60 %) et, dans une portion moindre, de territoire agricole (40 %) (Figure 4). Les terres agricoles sont utilisées pour la production bovine et porcine ainsi que pour l’épandage, le fourrage et

38 la culture de petits fruits (Daigle et al., 2008). Les terres d’épandage sont régies par des plans agro-environnementaux de fertilisation. Quant à la zone habitée, elle est restée majoritairement concentrée sur la rive du lac. En 2007, 250 habitations et 3 campings étaient dénombrés sur la rive du lac (Daigle et al., 2008).

Les premières routes à avoir été construites autour du lac Nairne sont celles qui donnaient accès aux propriétés. Lorsqu’un colon arrivait sur un nouveau territoire, il devait lui-même construire et entretenir la route le menant chez lui. Ainsi, pour chaque nouvel habitant, un tronçon de route s’ajoutait au réseau. Les premiers secteurs à être habités étaient ceux du chemin du Lac Nairne dans sa portion est et de la rue principale près du lac Antoine. Au départ, les routes étaient très rudimentaires (des ornières simplement), mais lorsque les véhicules motorisés ont commencé à emprunter ces routes, elles ont été nivelées, un pavage de gravier a été aménagé pour en faciliter l’usage (vers 1920-30) et elles ont été asphaltées dans les années 1950-60 (Société d’Histoire de Charlevoix, 1998 ; Perron et Gauthier, 2000).

Figure 4: Cartographie de l'occupation du territoire du bassin versant du lac Nairne réalisé par Valérie Labecque, 2010.

Chapitre 4 : Méthodologie

4.1 Récolte des échantillons

La prise de données au lac Nairne s’est effectuée en 2 campagnes, soit le 27 août 2009 et le 21 juin 2010. Pour les 2 campagnes de terrain, une carotte de sédiment lacustre a été prélevée à l’aide d’un carottier à percussion Aquatic Research dans la fosse du lac, soit à 12,4 m de profondeur.

La carotte lacustre prélevée en 2009 (N-01) mesurait 50 cm de long et était entièrement composée de boue organique (gyttja). Dès le prélèvement, la carotte a été conservée à l’obscurité pour éviter la dégradation des pigments photosynthétiques. Le sous- échantillonnage a été effectué au Laboratoire de Paléoécologie Aquatique de l’Université Laval le 31 août 2009. Les 10 cm supérieurs de la carotte ont été découpés aux 2 mm pour avoir une résolution très fine de la période d’occupation humaine, et les 40 cm sous-jacents ont été coupés aux 5 mm pour avoir une résolution fine de la période précédant l’établissement humain. Cette limite a été déterminée selon les découpages de carottes lacustres du Québec méridional situés sur le Bouclier canadien ayant été analysées par Roxane Tremblay (R. Tremblay, comm. pers.). Au total, 130 sous-échantillons ont été prélevés.

La carotte lacustre prélevée en 2010 (N-02) mesurait 84 cm de long et était également composée de gyttja. Lors du prélèvement, l’eau au-dessus des sédiments de la carotte a été enlevée et la carotte a été entreposée à la verticale dans un endroit frais à 4°C pour des analyses ultérieures.

4.2 Chronologie

La chronologie de la carotte N-01 a été établie à partir de deux méthodes, soit l’analyse du Plomb 210 (210Pb) et du Césium 137 (137Cs) et celle de la datation au Carbone 14 (14C) par méthode AMS. La première consiste à évaluer la décroissance radioactive du 210Pb d’un échantillon de sédiment pour en calculer l’âge. Pour l’étude du lac Nairne, le modèle de datation « Constant rate of Supply (CRS) » a été utilisé suite à l’analyse des courbes de plomb non supporté et du 137Cs. Ce modèle correspond à un flux constant du 210Pb, mais considère un taux de sédimentation variable. Pour cette première méthode, 12 datations au 210Pb ont été effectuées au Laboratoire de Radiochronologie du Centre d’Études Nordiques (CEN) de l’Université Laval. La méthode de datation au 14C AMS consiste à mesurer l’activité du 14C contenu dans la matière organique d’un échantillon afin d’en déterminer l’âge, soit le nombre d’années passées depuis la mort de l’organisme. Pour cette analyse, sept échantillons ont été préparés au Laboratoire de Radiochronologie du CEN de l’Université Laval, puis datés au Keck Carbon Cycle AMS (KCCAMS) en Californie. Une datation a également été faite au laboratoire privé Beta Analytic inc. en Floride.

4.3 Perte-au-feu

La perte-au-feu (LOI) a été déterminée selon la technique de Heiri et al. (2001). Elle permet d’obtenir une estimation du contenu de la matière organique dans le sédiment à partir de la formule suivante :

Les sédiments lyophilisés ont d’abord été pesés dans un creuset en céramique (environ 0,3 à 0,5 g de sédiment sec) et mis dans un four à 105°C pour 24h. Ils ont ensuite été transférés dans un dessiccateur pendant environ 1h afin de les refroidir dans un environnement sec. Ils ont été pesés (DW105) et remis au four à 550°C pour 5h30 (1h30 pour que le four atteigne sa température et 4h pour effectuer la combustion de la matière organique). Ils ont ensuite reposé pendant 12h pour refroidir, avant d’être transférés dans le dessiccateur puis pesés une dernière fois (DW550).

Afin de pouvoir utiliser conjointement et de manière comparable les données de N- 01 et de N-02, la technique du « stretching » a été utilisée sur les courbes de LOI de ces deux séquences stratigraphiques (Rolland et al., 2008). Cette technique a pour but de corréler les données de deux courbes (ou plus) qui correspondent à un même évènement, mais qui ne se situent pas à la même profondeur sur les séquences stratigraphiques. Il faut procéder par l’étirement d’une des courbes afin d’aligner ses points marqueurs avec les mêmes points marqueurs de la courbe de référence. Ces points marqueurs sont des pics ou des creux d’amplitude et de fréquence identiques (ou presque) dans les deux courbes. Après l’étirement, les données de la courbe étirée se voient attribuer de nouvelles valeurs de profondeur correspondant à celles de la courbe de référence. Les données des deux courbes sont ainsi comparables pour une même profondeur.

4.4 Analyses géochimiques

4.4.1 Microfluorescence-X

La carotte N-02 a été préparée quelques jours avant l’analyse. Elle a tout d’abord été coupée selon le sens de la longueur. La première moitié a été conservée horizontalement en archive dans un endroit frais à 4°C, alors que l’autre moitié a été nettoyée et lissée à

44 l’aide d’une lame puis envoyée à l’Institut National de la Recherche Scientifique, Centre Eau Terre et Environnement (INRS-ETE) où l’analyse par microfluorescence-X (XRF) a été effectuée à l’aide de l’ITRAX.

L’ITRAX est constitué de quatre composantes principales. La première est un capteur de rayonnement X, émis par un tube, qui permet l’acquisition d’une radiographie nuançant les micro-variations de densité du sédiment. Le deuxième est un système de microfluorescence-X permettant l’analyse de la composition chimique de la surface du matériel. Selon le poids atomique des éléments d’intérêt, différents tubes capteurs sont utilisés. Par exemple, pour des éléments de faible poids, un tube au Crome (Cr) peut être utilisé tandis que pour les éléments lourds, un tube au Molybdène (Mo) est employé. Le troisième est une caméra à haute résolution captant une image optique et permettant l’acquisition d’une image en couleurs de l’échantillon. Enfin, l’ITRAX est muni d’un profileur qui détecte les variations de la microtopographie de l’échantillon et qui assure une prise de données égale puisque le capteur mobile du XRF s’ajuste verticalement en fonction de la topographie détectée par cette dernière composante (Cuven et al., 2007).

La résolution des données obtenues à l’ITRAX varie en fonction de l’intervalle de la prise de données et du temps d’acquisition de celles-ci. Pour cette étude, un premier scan de la carotte sédimentaire a été fait au tube de Mo à des intervalles de 5 000 µm (0,5 cm) pour un temps d’acquisition de 20 secondes. Cette première étape a permis d’évaluer le potentiel de données à coût moindre. Une deuxième prise de données a été faite avec un tube au Cr à un intervalle de 5 000 µm (0,5 cm) et un temps d’acquisition de 60 secondes. Ce second passage a permis de raffiner les données en ciblant les éléments d’intérêt peu détectable par le capteur Mo (principalement Si et P) et en utilisant les composantes et paramètres les plus optimales pour leur détection.

4.4.2 ICP-AES et combustion par CHNS

Ces deux analyses ont été réalisées dans les laboratoires de chimie à l’INRS-ETE. Pour l’analyse par la technique ICP-AES, une fusion alcaline a d’abord été effectuée afin de mettre en solution les échantillons. Cette technique a été priorisée pour sa compatibilité avec la détection de certains éléments, dont le phosphore (P). Une fois la mise en solution effectuée, les échantillons ont été traités par ICP-AES à l’aide d’un analyseur de modèle Varian 725 ES. L’échantillon liquide a alors été injecté dans un plasma qui a ionisé le matériel et permis par la suite de quantifier les compositions élémentaires à l’aide de solutions étalons.

Le P était un élément d’intérêt pour cette analyse puisqu’il joue un rôle très important dans les processus métaboliques du phytoplancton. Il est considéré comme un facteur limitant, et posséde une relation étroite avec le Fe en fonction du potentiel redox du milieu (Wetzel, 2001). Ils forment un complexe fer-hydroxy-phosphate qui précipitera dans les sédiments lors de conditions oxiques et qui libèrera le P en condition anoxique. Ainsi, sa présence dans les sédiments aide à estimer les conditions riches et pauvres en nutriments dans la colonne d’eau et à estimer les périodes de relargage et donc d’anoxie dans l’hypolimnon. Cependant, comme cet élément est mobile dans les sédiments et qu’il est sous l’influence de processus de diagénèse rapide, il est difficile d’interpréter avec certitude les données près de la surface et il est parfois risqué de l’utiliser pour reconstituer le P passé (Carignan et Flett, 1981).

L’analyse de détection par combustion CHNS a été effectuée à partir d’un analyseur élémentaire Leco CHNS 932. Les échantillons ont subi au préalable une digestion à l’acide sulfureux afin de pouvoir isoler le carbone organique du carbone total. Ce traitement n’affectant pas la détection du N, ce dernier a été analysé en même temps. Cependant, l’acide sulfureux a contaminé en soufre les échantillons, ce qui a rendu impossible l’analyse du S avec ces échantillons.

Pour cette analyse, les éléments d’intérêt étaient le carbone organique (Corg) et l’azote (N) qui ont servi pour établir le rapport Corg/N. Ce ratio permet d’estimer la proportion de la matière organique d’origine allochtone (terrestre) versus autochtone

(aquatique) (Talbot, 2001). Ainsi, un faible ratio indique une dominance du milieu aquatique, tandis qu’un ratio élevé indique des apports davantage terrestres.

4.5 Diatomées

Une fois lyophilisés, environ 0,05 g des sous-échantillons ont été mis dans des viales pré-identifiés. Afin de détecter la présence de carbonates de calcium (CaCO3), un test au HCL 10 % a d’abord été effectué sur quelques niveaux choisis aléatoirement et s’est révélé négatif.

Un traitement à l’acide nitrique/sulfurique a ensuite été effectué pour tous les échantillons afin de digérer la matière organique présente dans les sédiments selon la technique de Pienitz et Smol (1993). Les lames ont également été montées selon cette méthode, et des microsphères (moyenne de 8,3 µm de diamètre) de divinylbenzène ont été ajoutées selon la technique de Battarbee et Kneen (1982). Les microsphères ont servi à la reconstitution de la productivité primaire lors du comptage. Les lamelles ont ensuite été montées sur des lames à l’aide de résine Naphrax©.

Pour les 60 lames étudiées, 500 valves de diatomées ont été comptées et identifiées afin d’obtenir une bonne représentativité des espèces composant la communauté (Pienitz et Smol, 1993). Les comptages ont été effectués à l’aide d’un microscope Leica DMRX et d’un objectif de 1 000X sous l’huile à immersion au Laboratoire de Paléoécologie Aquatique de l’Université Laval. Les principales clés d’identification utilisées sont celles de Krammer et Lange-Bertalot (1986 ; 1988 ; 1991a ; 1991b), Germain (1981) et Lavoie et al. (2007).

Les résultats des comptages ont été présentés sous la forme d’un diagramme stratigraphique à l’aide du logiciel C2 (Juggins, 2003), et la discrimination des zones a été effectuée par Roxane Tremblay à l’aide du logiciel R selon le test de Ward (Legendre et Legendre, 1998). Ce test est une méthode hiérarchique et agglomérative mesurant les distances entre les niveaux succincts pour ensuite grouper ceux dont la distance est la plus

47 faible. Ce coefficient de distance prend en compte les faux zéros en ne leur accordant aucun poids lors du test. Une transformation d’Hellinger a préalablement été appliquée à la matrice afin de réduire l’importance des espèces plus abondantes afin d’en diminuer leur poids pour obtenir un signal plus équilibré entre les espèces (R. Tremblay, comm. pers.). Cette transformation consiste à appliquer une racine carrée aux abondances relatives de la matrice (Legendre et Gallagher, 2001). Ainsi, la séquence stratigraphique a été divisée en 3 grandes zones comportant 2 sous-zones chacune ( Figure 13).

La paléoproductivité (p) a été calculée à partir de la somme des individus diatomifères, la dilution de la solution de microsphères (dm), le nombre de microsphères

(m), le poids des sédiments sec utilisés (psed) et du pourcentage de matière organique pour un niveau donné (m.o.) (Battarbee et Kneen, 1982) :

∑ ( )

Mesurer la diversité biologique d’un milieu permet de connaître la multiplicité des espèces et leur variabilité au sein d’un ou plusieurs écosystèmes (Office de la langue française, 2012). L’avantage d’utiliser des indices de diversité est qu’il est possible de jumeler l’information du nombre d’espèces et leur abondance relative en un seul nombre. Ainsi, la comparaison entre différents écosystèmes est simplifiée. Cependant, l’abondance d’indices rend leur choix complexe, car ils ne tiennent pas tous compte des mêmes éléments.

Pour la présente étude, la diversité écologique des assemblages diatomifères de chaque niveau a été calculée à partir de l’indice N2 de Hill, qui correspond à la réciproque de Simpson, soit N2=1/q. Il se base sur les espèces rares et dominantes ce qui est un avantage. De plus, il est facile à interpréter, car il se calcule en unités de nombres d’espèces (Peet, 1974). Le N2 de Hill correspond à la somme par niveau des carrés de l’abondance relative puis de diviser 1 par ces résultats où s est le nombre d’espèces et Pi est la proportion de l’espèce i dans sa communauté (abondance relative) :

⁄∑

Pour connaître les espèces indicatrices dans chacune des zones, un test statistique IndVal a été appliqué à la matrice d’espèces par Roxane Tremblay à l’aide du logiciel R. Cette méthode prend en considération l’abondance relative (spécificité) et la présence ou absence (fidélité) des espèces pour chacun des groupes (zones) (Dufrêne et Legendre, 1997). Ce test s’effectue à partir des assemblages groupés par zones selon l’équation suivante :

Où Akj : la spécificité aux groupes (abondance)

Bkj : la fidélité au groupe (nombre de présence)

Les résultats obtenus ont ensuite subi un test de significativité (permettant de connaître la confiance pouvant être accordée aux données) considérant une erreur acceptable de 5%. Enfin, une correction pour les tests multiples a été effectuée pour donner une probabilité corrigée (correction de Holm). Les données en sont davantage conservatrices.

Afin de déterminer s’il y a des associations d’espèces dans la matrice, le coefficient de concordance de Kendall a été appliqué. Cette analyse permet de cibler les associations significatives entre des espèces et s’effectue en 3 étapes. D’abord, une analyse de corrélation entre les espèces est faite. Cela permet de diviser la matrice en groupes d’espèces corrélées. Ensuite, un test global de concordance est appliqué à chaque groupe afin d’évaluer si le groupement est significatif. Enfin, la concordance de chaque espèce des groupes significatifs est testée afin de ne sélectionner que ceux qui comportent des espèces à contribution significative (Legendre, 2005).

Les données diatomifères représentant un minimum de 1% des assemblages ont été incluent dans le diagramme d’abondance relative, ainsi que les espèces indicatrices et les espèces associées (ANNEXE A). De plus, les courbes de la paléoproductivté, de l’indice de 49 diversité, du taux d’accumulation, de LOI, du PTinf (voir section 4.6) et du pHinf (voir section 4.7) ont été ajoutées au diagramme stratigraphique.

4.6 Reconstitution des concentrations de phosphore total (PTinf) et du pH (pHinf)

La teneur en phosphore total (PTinf) et le pH (pHinf) ont été évalués à partir d’un modèle de reconstitution des variables environnementales, développé par Roxane Tremblay. Les fonctions de transfert ont été élaborées à partir d’un ensemble de 52 lacs du Québec méridional représentant un très large spectre de taux de productivité, passant de lacs ultra-oligotrophes à hyper-eutrophes

Figure 5: Localisation des lacs du "training data set" pour le modèle développé par Roxane Tremblay.La moyenne pondérée (WA) classique a permis de déterminer les optima de PT et de pH pour chacune des espèces du « training data set » à l’aide des valeurs mesurées de PT, de pH et de l’abondance relative des espèces. La méthode WA classique a été priorisée puisque les résultats obtenus étaient les plus près des valeurs mesurées (Tremblay, en cours), des estimations faites par coefficients d’exportation (Labrecque, en cours) et d’un modèle linéaire semi-quantitatif développé pour un suivi à l’APELN

(Annexe A). Les traitements statistiques et les reconstitutions du PTinf et du pHinf pour le

50 lac Nairne ont été effectués à l’aide des packages Analog et packages Vegan du logiciel R par Roxane Tremblay. Leurs performances statistiques sont résumées au Tableau 1. Le test d’analogie de la distance de Chorde a été effectué au préalable pour vérifier la similitude entre les communautés fossiles du lac Nairne et les communautés modernes (le lac Nairne ayant été préalablement exclu du « training data set »). La dissimilarité calculée est en deçà du 75ième percentile (Figure 6).

Figure 5: Localisation des lacs du "training data set" pour le modèle développé par Roxane Tremblay.

Tableau 1: Performances statistiques du modèle utilisé (Wa classique) basé sur la méthode de validation Bootstrap des reconstitutions de PT et de pH du lac Nairne.

Figure 6 : Résultats du test d'analogies de Chorde sur les 60 niveaux analysés dans les sédiments du lac Nairne. 53

4.7 Pigments photosynthétiques

4.7.1 Conservation et préparation

Les échantillons pour les pigments photosynthétiques ont été sous-échantillonnés à l’obscurité, et congelés tout de suite après pour diminuer l’effet de la dégradation. Ces étapes ont été réalisées en laboratoire (LPA) dès le retour de la campagne de terrain 2009. Ils ont ensuite été traités par Bethany Deshpande au Laboratoire en Étude des Écosystèmes Aquatiques (LEEA) de l’Université Laval. Les échantillons ont été lyophilisés dans le noir, puis extraits avec de l’acétone pure dans un environnement composé d’argon (afin de limiter l’évaporation de l’acétone et empêcher la dégradation des pigments au contact de l’oxygène) à une température de -20°C pendant 20 heures. La solution a ensuite été passée à travers un filtre de 0,2 µm pour enlever les impuretés (sédiments) et de l’argon y a été ajouté. Une quantité de 100 µL de la solution a été mise dans un chromatographe en phase liquide à haute performance (HPLC) pour l’analyse des pigments photosynthétiques selon la méthode de Zapata et al. (2000). Cette méthode permet la ségrégation polaire des pigments de chlorophylle et de caroténoïdes, présents dans la solution. Selon la polarité et le temps de rétention spécifique des pigments, chacun d’eux passe à travers le gradient à un moment connu. Pour chaque échantillon, les données brutes ont été présentées dans un chromatogramme (x : temps de rétention T, y : milli unité d’absorbance mAU) sur lequel chaque pic représente un pigment. La signature spectrale des pics et le temps de rétention ont permis d’identifier et quantifier les pigments et ainsi de suivre l’évolution des floraisons de cyanobactéries dans le lac, d’obtenir de l’information quant à l’évolution de la productivité primaire du plan d’eau, de retracer l’évolution de la composition et l’abondance végétale du lac, d’estimer les impacts humains sur l’écosystème aquatique et de documenter l’évolution trophique du lac (Leavitt et Hodgson, 2001).

Pour la présente étude, certains pigments photosynthétiques fossiles ont été ciblés. D’abord, la chlorophylle-a (Chl-a) et la béta béta-carotène (BB-C) ont été choisies puisque

54 ce sont des pigments généraux, c’est-à-dire qu’ils sont présents dans tous les végétaux (Jeffrey et al., 2003). Ainsi, ils renseignent sur le système végétal aquatique complet et permettent d’avoir une vue d’ensemble des variations. Aussi, une combinaison des profils de Canthaxanthine (Cantha), Echinenone (Echi) et Zeaxathine (Zea) a été réalisée puisque ces trois pigments sont associés aux cyanobactéries et qu’ils présentaient un profil stratigraphique similaire (Jeffrey et al., 2003). Comme les pigments sont sujets à la dégradation, le rapport de la Chl-a sur la pheophytine-a (Pheo-a), qui est un produit dégradé de la Chl-a, a été établi afin de nuancer les variations et de mieux cerner celles qui sont réelles de celles qui sont dues à la dégradation du pigment (D. Antoniades, comm. pers. ; Antoniades, et al., 2011). Ainsi, lorsque le profil du rapport fluctue, il y a influence de la dégradation et lorsque le profil du rapport est constant, il n’y a pas (ou très peu) de dégradation (D. Antoniades, comm. pers.).

Chapitre 5 : Résultats

5.1 Chronologie

La courbe obtenue pour le modèle du 210Pb démontre une décroissance exponentielle du plomb non-supporté qui atteint son équilibre à une profondeur de 17 cm, indiquant qu’il n’y a eu aucune perturbation des sédiments (Figure 7). La courbe du 137Cs illustre bien le maximum d’activité des tests nucléaires qui a diminué après 1963. Le pic franc du 137Cs confirme également qu’il n’y a pas eu de perturbation des sédiments en surface. Trois des douze échantillons n’ont pas été utilisés pour l’élaboration du modèle puisque leur erreur était supérieure à la date obtenue et s’explique par l’absence de plomb non-supporté à ces profondeurs (Tableau 2). Le modèle d’âge ainsi généré présente peu de variations, ce qui suggère une chronologie fiable pour la surface de la séquence sédimentaire jusqu’à 11 cm de profondeur. Afin d’accroître la précision des dates extrapolées, une série de modèles linéaires a été calculée entre chaque date obtenue (Figure 8).

La courbe du taux de sédimentation a été calculée à partir de l’épaisseur de sédiments entre deux points, divisée par la différence d’âge pour ces mêmes points (Figure 9). Les courbes entre les points correspondent donc à une interpolation. La courbe obtenue pour la séquence stratigraphique présente une forte variabilité qui fait fluctuer les données entre 0,008 cm.an-1 et 0,12 cm.an-1 pour une moyenne de 0,03 cm.an-1. Le profil présente trois pics majeurs, soit à 21, 7 et 0 cm de profondeur. Dans la zone diatomifère I, les valeurs du taux de sédimentation sont faibles et présentent peu de variations contrairement à celles des zones II et III. Cependant, comme le profil dans la zone I a été calculé à partir des dates 14C, la précision entre les points est moindre et l’interpolation pourrait dissimuler des informations telles que de fortes augmentations ou diminutions. La zone II est caractérisée par deux augmentations majeures, dont les valeurs passent de < 0,02 à 0,5 cm.an-1 (21 cm) et de 0,02 à 0,12 cm.an-1(7 cm). Ces deux évènements ont ainsi fait 56

plus que doubler le taux d’accumulation. Dans la troisième zone, les valeurs les plus élevées se trouvent entre 1 et 0 cm de profondeur. Elles passent de 0,03 à 0,09 cm.an-1, soit près du triple des valeurs.

Ces trois augmentations reflètent des évènements lors desquels davantage de matière aurait été déposée au fond du lac. Selon la nature des sédiments (organique et/ou minérale), l’origine de ces évènements pourrait être précisée.

Un modèle d’âge pour la séquence stratigraphique complète a également été produit en se basant sur les données de 210Pb et sur les dates au 14C (Figure 10Erreur ! Source du renvoi introuvable.). Le modèle d’âge a été construit en utilisant une régression non- linéaire polynomiale quadratique d’ordre 2. Deux dates au 14C ont été rejetées durant l’élaboration du modèle d’âge, car elles correspondaient à une inversion aux profondeurs de 16 cm et 50 cm. La date à 16 cm a été rejetée, car elle comportait plus d’incertitude due au regroupement des niveaux de sédiments avoisinants. Comme peu de macro-restes ont été trouvés, des niveaux totalisant 3 cm d’épaisseur ont été groupés. De plus, le modèle incluant la date à 16 cm et excluant la date à 20 cm avait un y passant à 2030, ce qui était moins près de la réalité, contrairement au modèle actuel qui a un y passant à 2013. Pour la date à 50 cm, l’âge obtenu (-188,5 ± 20,5 ans cal. AD) était loin de l’âge estimé (1 300 ans AD selon le modèle linéaire des dates au 210Pb : y = -0,0753x + 152,5758, 2 r adj = 0,8632, p < 0,0001), ce qui laissait croire que les macrorestes datés étaient restés longtemps dans le bassin versant avant de sédimenter dans le lac.

Pour assurer la validité des données, une vigilance a été apportée aux sources potentielles de contamination et une contre-vérification des datations a été faite. Tout d’abord, les radicelles ont été éliminés des macrorestes prélevés pour éviter la contamination avec du vieux carbone. La nature géologique du bassin versant a aussi été considérée. Celui-ci est composé de grès pouvant contenir quelques bancs calcareux surmontés d’un dépôt fluvio-glaciaire d’une épaisseur de plus d’un mètre (Gouvernement du Québec, 1980, 1990). Sur la carte géologique et la carte des dépôts meubles du Gouvernement du Québec (1980 et 1990), un cours d’eau intermittent traverse cette formation géologique. Vu la faible intensité du courant du ruisseau et du faible potentiel de 57 présence de calcaire, l’impact de ce substrat a été jugé minime. Une contre-vérification de la date à 50 cm a donc été effectuée dans un laboratoire externe (Beta Analytic inc.) sur du matériel différent, soit la chitine des œufs de daphnies (cladocères) (Tableau 3). Contrairement aux aiguilles des arbres, les œufs de daphnies ont été produits à l’intérieur du lac, et n’ont donc pas été en contact direct avec les éléments potentiellement plus vieux du bassin versant. Les daphnies sont aussi moins susceptibles d’être contaminées par du vieux carbone, car elles se nourrissent exclusivement d’organismes phytoplanctoniques dont la source principale de carbone est le dioxyde de carbone atmosphérique dissous (dans le cas du lac Nairne). La contre-vérification a permis de valider que les macrorestes sont fiables pour les datations puisque les deux dates obtenues (macrorestes et œufs de daphnies à 50 cm) ont donné un âge du même ordre de grandeur (autour de 2 000 ans). La véracité du modèle ainsi généré a pu être évaluée à partir de l’analyse de dispersion des résidus (Figure 10). Le 210Pb présente ainsi un écart maximum et minimum de 19,8 ans et 0,5 an, respectivement. Pour ce qui est des dates du 14C, l’écart varie entre 235,0 ans et 80,9 ans.

5.2 Données géochimiques et sédimentaires

5.2.1 Perte-au-feu (LOI) des carottes N-01 et N-02

Les valeurs de la courbe de LOI de la carotte N-01 ont tendance à croitre de la base vers la surface en suivant trois augmentations majeures dont les pics sont situés à 40 (36%), 27 (37,5%) et 0 (37,5%) cm de profondeur (Figure 11). Contrairement à la carotte N-01, la séquence N-02 tend à diminuer de la base vers la surface en raison des plus fortes valeurs en profondeur. Les pics correspondant aux valeurs plus élevées de matière organique se situent approximativement aux mêmes profondeurs, soit à 40, 25 et 0 cm (Figure 11). Bien que les courbes présentent des profils similaires entre 50 et 0 cm, l’amplitude des pics des

58 données de la séquence N-02 est moins prononcée que celle de la carotte N-01. Malgré cela, la concordance entre les données des deux courbes a pu être réalisée (ANNEXE B). Le couplage des données a été basé principalement sur les niveaux 36 et 41 cm (échelle de profondeur de la carotte 2010 N-02) (Figure 11). La concordance des niveaux est plus fidèle entre 50 et 35 cm (échelle de la carotte 2009 N-01), car les courbes suivent la même tendance et l’amplitude des variations est similaire. Les courbes entre 35 cm et la surface sont plus décalées, la similarité des variations est donc moindre, mais la tendance est comparable.

Tableau 2 : Datations au 210Pb de la carotte N-01. Les dates ont été calculées à l’aide de la méthode de Sorgente et al. (1999).

210 238 210 Pbsup = provient du cycle naturel de dégradation du U ; Pbnon-sup = provient des apports atmosphériques de la dégradation du 22Rn

Figure 7 : Activité du 210Pb, du 226Ra fille et du 137Cs pour 12 échantillons de la carotte de sédiments N-01 du lac Nairne, Charlevoix. 61

Figure 8 : Série de modèles d'âge de la surface des sédiments élaborée à partir des données de 210Pb valides.

Figure 9 : Taux d'accumulation sédimentaire de la carotte N-01 selon la zonation diatomifère. 63

Tableau 3 : Datations AMS 14C de la carotte N-01. Les dates ont été calibrées en années calendaires AD (cal. Anno domini) à l'aide du logiciel CALIB v. 6.0.1 (Stuiver et Reimer, 2011).

Figure 10 : Modèle d'âge élaboré pour toute la carotte N-01 à partir des datations au 210Pb (cercles) et AMS 14C (carrés). L’erreur du modèle est représentée par la distance des résidus par rapport à la droite. 65

Figure 11 : Concordance des analyses de perte-au-feu (LOI) entre les carottes N-01 et N-02 du lac Nairne

5.2.2 Analyses géochimiques de la carotte N-02 du lac Nairne

La photographie optique obtenue par l’ITRAX a permis de mettre en évidence l’uniformité structurale de la carotte sédimentaire (Figure 12). L’homogénéité apparente de la gyttja qui compose la carotte est cependant constituée de séquences plus ou moins denses révélées suite à une analyse radiographique (rayons-X). Les variations de teintes de gris correspondant aux fluctuations de densité sont représentées par une courbe des niveaux de gris dont les valeurs sont inversement corrélées à la densité de la carotte. Cette analyse démontre peu de variations entre 41 cm et 12 cm. Cependant, à la base de la séquence entre 45 et 41 cm, une diminution est notée. Elle se traduit par une teinte plus foncée correspondant à une densité plus élevée et, par conséquent, une composition minérale plus importante du sédiment. Entre 12 et 0 cm de profondeur, l’augmentation des valeurs de gris démontre une densité progressivement moins importante du sédiment, attribuable à une augmentation de la composition organique, à une teneur en eau plus élevée et à un taux de compaction plus faible.

Les profils des données du PXRF et du PICP présentent deux augmentations majeures (Figure 12). La première est située à la base entre 44 et 40 cm de profondeur. Cet accroissement fait presque quintupler les valeurs de PXRF et de PICP où le maximum est atteint. La deuxième augmentation est située à 4 cm de profondeur jusqu’à la surface). Ces maxima/pics correspondent à des épisodes d’apports importants en P dans les sédiments.

Le profil du rapport Corg/N tend à diminuer de la base vers la surface (Figure 12). À partir de 14 cm, les valeurs du profil passent sous la moyenne, indiquant que l’origine de la matière végétale dans le lac est davantage autochtone qu’allochtone. Les valeurs les plus faibles se situent à la surface à 1 cm de profondeur.

Figure 12 : Géochimie de la carotte N-02 du lac Nairne, Charlevoix, Qc réalisée à partir des analyses XRF et ICP.

5.3 Analyses biologiques

5.3.1 Assemblages diatomifères

Un total de 154 espèces de diatomées a été identifié dans les 60 niveaux analysés, dont 19 sont présentées dans le diagramme stratigraphique d’abondance relative (%) (Figure 13). Les analyses statistiques de groupement ont révélé trois zones principales comportant chacune deux sous-zones (Figure 13). La première zone est située entre 50 (780 ans BC) et 29,5 cm (951 ans AD) et est divisée à 37,5 cm (307 ans AD) par la limite des sous-zones Ia et Ib. La deuxième zone localisée entre 29,5 (951 ans AD) et 8,2 cm (1925 ans AD) est scindée à 16,5 cm (1674 ans AD) par la limite des sous-zones IIa et IIb. La troisième zone s’étend de 8,2 (1925 ans AD) à 0 cm (2009 AD) et dont la limite entre les sous-zones IIIa et IIIb se situe à 4,6 cm (1983 AD).

5.3.1.1 Zone I

Les espèces indicatrices et statistiquement significatives de la zone I sont Aulacoseira subarctica et Cyclotella bodanica var. lemanica. Ces deux espèces sont planctoniques et typiques des milieux oligotrophes (Krammer et Lange-Bertalot, 1986 ; 1988 ; 1991a ; 1991b. ; Van Dam et al., 1994). C. bodanica var. lemanica est généralement observée dans les eaux claires, pauvres en nutriments et de pH neutre (Krammer et Lange- Bertalot, 1986 ; 1988 ; 1991a ; 1991b ; Saulnier-Talbot, 2000). D’autres espèces indicatrices, mais non statistiquement significatives, sont également très abondantes dans cette section, telle Aulacoseira ambigua. Il s’agit d’un taxon planctonique régulièrement observé dans les eaux bien mélangées, riches en nutriments et dont le pH est élevé (Huntsman-Mapila et al., 2006 ; Lowe, 1974 ; Ponader, 2000). Le taxon Tabellaria flocculosa strain IIIp est aussi relativement abondant et est caractérisé par une bonne 69

tolérance à des concentrations moyennes de nutriments et se retrouve généralement dans des eaux acides (Lowe, 1974 ; Ponader, 2000). Le taxon planctonique Fragilaria crotonensis est aussi présent et est associé aux eaux mélangées à pH élevé et est tolérant à de fortes concentrations en nutriments (Lowe, 1974 ; Patrick, 1948). Selon la paléoproductivité et la diversité qui ont été calculées (Figure 13), cette zone présenterait beaucoup de variabilité. Entre 48 et 44 cm de profondeur, une augmentation majeure de la paléoproductivité (de 14x106 à 23x106 valves g.m.o.-1) et une importante diminution de la diversité des diatomées est notée (7,8 à 2,5). Suite à ces variations, les valeurs suivent davantage la moyenne (15 et 4,8) pour le reste de la zone (Figure 13).

Dans la sous-zone Ia, A. subarctica (10 %) et C. bodanica var. lemanica (20 %) sont très abondantes au niveau 50 cm (Figure 13 Figure 13). Dès 48 cm, leur abondance chute de plus de la moitié et celle de A. ambigua et de F. crotonensis augmente brusquement de 10 % à 50 % et de 20 % à 35 %. Lorsque l’abondance de ces dernières commence à diminuer progressivement à partir de 46 cm, l’abondance de C. bodanica var. lemanica augmente à nouveau pour atteindre un maximum d’abondance (30 %) à 38 cm.

Dans la sous-zone Ib (Figure 13), les valeurs de C. bodanica var. lemanica diminuent progressivement (30 % à 10 %) bien que les valeurs de A. ambigua et F. crotonensis restent faibles (10 % et 15 %). À l’opposé, l’abondance de T. flocculosa strain IIIp croît constamment (15 % à 30 %) jusque dans la zone II.

-1 Dans la zone I (Figure 13), le profil du PTinf présente une augmentation (10 à 18 µg.L ) entre 48 et 42 cm de profondeur, suivi d’une stabilité entre 42 et 29 cm (11 µg.L-1). Ces tendances ont également été observées dans les profils de PXRF et PICP (Figure 12Erreur !

Source du renvoi introuvable.). Le pHinf présente également une augmentation entre 48 et 42 cm (7,9 à 8,1). Entre 42 et 29 cm, les valeurs sont plus faibles, mais toujours supérieures à celles de 50 cm de profondeur (7,9 à 8,0) (Figure 13).

Figure 13 : Abondance relative (%) des assemblages de diatomées du lac Nairne présentant 19 espèces ainsi que les courbes de paléoproductivité élaborée à partir des microsphères et de l’estimation de matière organique, de l’indice de diversité N2 de Hill, du taux de -1 sédimentation (cm.an ), de la LOI (%) et des reconstitutions environnementales de pHinf et de PTinf. 71

5.3.1.2 Zone II

Dans la zone II (Figure 13), le taxon T. flocculosa strain IIIp est le seul à s’être révélé comme espèce indicatrice et statistiquement significative. Cependant, d’autres espèces se sont avérées intéressantes, dont Aulacoseira pusilla qui est caractéristique des croissances hivernales et tolérante à de fortes concentrations de nutriments (Tsukada et al., 2006 ; Tuji et Williams, 2007), Aulacoseira humilis qui est associée aux eaux de faible conductivité (Siver et Kling, 1997) et finalement Fragilaria capucina, souvent observée dans les eaux alcalines à circumneutres et tolérante des milieux riches en nutriments (Lowe, 1974 ; Ponader, 2000). Entre 22 et 16 cm de profondeur, les profils de paléoproductivité et de diversité des diatomées présentent un changement majeur (Figure 13). À ces niveaux, la productivité diminue de moitié, passant de 14x106 à 7x105 valves g.m.o.-1, et la diversité augmente brusquement, passant de 3 à 8. Pour les niveaux supérieurs, entre 16 et 8 cm, le signal de la paléoproductivité tend à suivre la moyenne (15 valves g.m.o.-1) tandis que la diversité fluctue davantage.

Dans la sous-zone IIa (Figure 13), les valeurs d’abondance du taxon C. bodanica var. lemanica ont chuté rapidement (de 10 % à 0 %) et très peu de valves ont été observées par la suite. L’espèce A. pusilla apparaît et est présente uniquement dans cette sous-zone (mise à part quelques valves comptées à 50 cm). Son abondance est faible, mais sa position stratigraphique en fait un taxon d’intérêt. L’espèce A. humilis est plus abondante à ces profondeurs et est également uniquement localisée dans cette sous-zone. Le taxon T. flocculosa strain IIIp atteint son maximum d’abondance (50 %) à 23 cm de profondeur. Son augmentation (5 % à 50 %) entre la base de la carotte et cette profondeur s’est faite très progressivement avec peu de variations. Cependant, à partir de 23 cm, les valeurs d’abondance diminuent brusquement (50 % à 10 %) et varient beaucoup jusqu’en surface.

Dans la sous-zone IIb (Figure 13), les espèces A. pusilla et A. humilis disparaissent et restent absentes jusqu’en surface. Le profil d’abondance de l’espèce F. crotonensis était

72 resté stable (20 %) dans les zones Ib et IIa, mais augmente à partir de la sous-zone IIb (de 20% à 25 %).

Dans la zone II (Figure 13), le profil de PTinf fluctue beaucoup puis tend à augmenter, passant de 12 à 25 µg.L-1. De la sous-zone IIa à celle de IIb, les valeurs passent -1 au-dessus de la moyenne (20 µg.L ). Le profil de reconstitution du pHinf varie beaucoup et tend aussi à augmenter entre 29 et 8 cm de profondeur (de 15 à 22 µg.L-1). Tout comme le PT, les valeurs du pH passent au-dessus de la moyenne (20 µg.L-1) à partir de 17 cm (Figure 13).

5.3.1.3 Zone III

Dans la zone III (Figure 13), les espèces indicatrices et statistiquement significatives sont Achnanthidium minutissimum, qui peut tolérer de fortes concentrations en nutriments et qui est indifférent au pH, ainsi que Asterionella formosa qui est une espèce typique des floraisons printanières, tolérante des concentrations élevées en nutriments et régulièrement observée dans les eaux alcalines (Lowe, 1974 ; Ponader, 2000 ; Tsukada et al., 2006). Les taxons planctoniques Aulacoseira granulata, Stephanodiscus hantzschii et Stephanodiscus medius qui sont typiques des milieux eutrophes (Germain, 1981 ; Lowe, 1974 ; Moser et Kimball, 2009) sont également des espèces indicatrices et statistiquement significatives de cette zone tout comme F. crotonensis et T. flocculosa strain IIIp. Les profils de paléoproductivité et de diversité des diatomées fluctuent beaucoup (Figure 13). Cependant, la paléoproductivité tend à se maintenir près de la valeur moyenne (15 valves g.m.o.-1) tandis que la diversité tend à diminuer vers la surface (de 6 à 3).

Dans la sous-zone IIIa (Figure 13), les espèces A. granulata, S. hantzschii et S. medius font leur apparition. La valeur maximale d’abondance de A. granulata (7 %) est observée à 6 cm de profondeur tandis que celles de S. hantzschii et de S. medius se trouvent à 5 cm (7 % et 2 %). Les valeurs d’abondance du taxon F. crotonensis continuent 73 d’augmenter (de 20 % à 30 %) tout comme celles de T. flocculosa strain IIIp (de 20 % à 35 %).

Dans la sous-zone IIIb (Figure 13), le changement majeur consiste en la disparition des trois espèces de milieux eutrophes : S. hantzschii, S. medius et A. granulata. Cependant, le taxon A. formosa apparaît en surface entre 2 et 0 cm de profondeur. Pour cette sous-zone, A. ambigua augmente (10 % à 20 %) tandis que T. flocculosa strain IIIp diminue (35 % à 10 %). F. crotonensis continue à augmenter et atteint sa valeur maximale (50 %) à 2 cm de profondeur.

La reconstitution du PTinf tend à augmenter dans la première sous-zone (22 à 35 µg.L-1) et à diminuer dans la seconde jusqu’en surface (35 à 20 µg.L-1) (Figure 13). La concentration maximale du profil est atteinte à 5 cm de profondeur avec une valeur de -1 35 µg.L . Le pHinf présente un profil similaire à celui du PTinf en augmentant de 8 à 5 cm (8,2 à 8,4) et en diminuant ensuite jusqu’en surface (8,4 à 8,2) (Figure 13).

5.3.2 Pigments photosynthétiques fossiles

Les valeurs de Chl-a, BB-C et des pigments de cyanobactéries comportent quelques variations mais tendent à augmenter de la base de la carotte jusqu’à 19 cm de profondeur pour ensuite diminuer vers la surface (Figure 14). Dans la zone I, une diminution des concentrations est notée à 38 cm de profondeur. Cette variation est plus marquée pour les pigments généraux que pour les pigments de cyanobactéries qui diminuent faiblement. Dans la zone II (Figure 14), un pic est observé près de la limite entre les sous-zones IIa et IIb. Bien qu’une forte augmentation soit marquée à 12 cm pour la Chl-a, la courbe de la dégradation indique qu’il ne s’agirait pas d’une vraie augmentation de ce pigment. Dans la zone III (Figure 14), les valeurs des trois profils tendent à diminuer vers la surface bien que la dégradation soit plus importante à ces profondeurs.

Figure 14 : Analyse des pigments fossiles généraux et des pigments fossiles de cyanobactéries (Canthaxantine, Echinenone et Zeaxantine) du lac Nairne, Charlevoix, Qc.

Chapitre 6 : Discussion

6.1 Portrait de la séquence stratigraphique

L’analyse des séquences stratigraphiques prélevées dans le lac Nairne a permis de retracer l’historique physicochimique et biologique du lac depuis 780 ans BC à aujourd’hui. Durant cette période, plusieurs changements dans la structure et la composition des couches sédimentaires ont révélé des modifications importantes dans l’état trophique du lac Nairne. Le plan d’eau a subi des pressions d’origine naturelle et anthropique ayant eu pour effet une dégradation de la qualité de l’eau aux niveaux biologique et géochimique. L’analyse détaillée de l’amplitude de ces variations a permis de distinguer trois phases environnementales au cours du temps. La première phase correspond à un milieu non affecté par l’activité humaine. Il est caractérisé par une composition diatomifère typique des milieux oligotrophes à mésotrophes, majoritairement dominée par des espèces caractérisant un milieu lacustre sain, mais potentiellement déjà affecté par des modifications soudaines dans son bassin versant. La seconde phase environnementale est caractérisée par un environnement de transition où des modifications trophiques s’effectuent lentement. Finalement, la troisième phase présente un milieu typiquement sous l’influence anthropique, avec des changements rapides et majeurs dans la composition chimique du sédiment et dans les assemblages de diatomées.

Ces données représentent la première étude paléolimnologique réalisée au lac Nairne, mais également l’une des premières dans la région de Charlevoix (Hausmann et al., 2011). De part la haute résolution des données, cette étude permet une analyse précise et évolutive de l’histoire de la qualité de l’eau du lac.

6.2 Influences naturelles du vieillissement du lac Nairne

La première phase environnementale du lac Nairne correspond à une période exclusivement sous l’influence des perturbations naturelles (zone I). L’importance de ce paléo-environnement réside dans l’information qu’il fourni concernant l’état et la variabilité naturelle du lac ce qui permet de déceler l’impact des changements anthropiques récents.

Bien que la première phase corresponde à un environnement non perturbé par l’homme, des modifications de la qualité de l’eau ont été déduites à partir des assemblages diatomifères. Ces analyses biologiques ont permis de soulever l’hypothèse qu’un évènement soudain, mais dont les effets s’étendent sur une longue période (zone Ia ; Figure 13), a temporairement dégradé la qualité de l’eau entre 780 ans BC et 950 ans AD. Selon ces analyses, le niveau trophique du lac est passé d’oligotrophe à mésotrophe. Les analyses géochimiques suggèrent que l’origine de cet évènement est allochtone au lac et qu’il a apporté des sédiments au plan d’eau, affectant la qualité de celui-ci.

6.2.1 Changements trophiques

Dans la première phase environnementale, la succession des taxa C. bodanica var. lemanica, A. ambigua et F. crotonensis (zone Ia ; Figure 13) suggère un enrichissement en nutriments dans le plan d’eau. La diminution abrupte de C. bodanica var. lemanica simultanément avec l’accroissement de A. ambigua et F. crotonensis indiquent que le milieu s’est enrichi et que la transparence de l’eau a diminuée. Cet enrichissement s’est produit très subitement selon les variations de l’abondance de ces espèces (zone Ia ;

Figure 13). Les données géochimiques suggèrent également un enrichissement durant cette période. Les signaux de PXRF et PICP montrent clairement une forte augmentation des valeurs tout comme le PTinf entre 768 ans BC et 307 ans AD (Figure 12). Ces apports importants en P corroborent l’augmentation de la paléoproductivité au même moment.

Les assemblages de diatomées suggèrent également une amélioration de la qualité de l’eau à mesure que les effets de cet évènement se sont dissipés. L’augmentation des valeurs de C. bodanica var. lemanica et la diminution des valeurs de A. ambigua et F. crotonensis (zone Ia ; Figure 13) suggèrent que le milieu est moins riche en nutriments et que l’eau est plus transparente.

Cependant, à partir de 307 ans AD, les valeurs décroissantes de l’abondance du taxon C. bodanica var. lemanica et la croissance des valeurs de T. flocculosa strain IIIp suggèrent un retour à des conditions oligo-mésotrophes. L’augmentation très progressive des valeurs de l’abondance de cette dernière espèce (zone I ; Figure 13) évoque que l’enrichissement du lac est naturel et s’est fait suite aux apports importants de sédiments. La courbe graduelle des valeurs d’abondance de cette espèce reflète un enrichissement s’effectuant sur une longue période de temps.

Pour cette période de temps (zone I), les profils de pigments photosynthétiques fossiles indiquent des variations similaires à ceux de A. ambigua et F. crotonensis. Les pigments confirment qu’un apport en nutriments a favorisé le développement algal du lac durant cette période. Entre 307 et 951 ans AD, les profils pigmentaires suivent davantage la courbe de T. flocculosa strain IIIp, corroborant un enrichissement lent du plan d’eau (Figure 14).

6.2.2 Origine des apports

Les analyses géochimiques et le PTinf proposent que ces apports en nutriments proviennent du bassin versant. Le profil de niveau de gris présente clairement une augmentation de densité entre 774 et 249 ans BC (zone I ; Figure 12). L’origine de cet apport plus minéral pourrait être attribuée à divers phénomènes naturels de type géomorphologique ou climatique.

Comme la région est sujette aux tremblements de terre à cause de sa forte activité sismique (Lamontagne et al., 2004), il serait probable qu’un évènement géologique ait

78 entraîné un mouvement de masse près du lac. D’ailleurs de nombreux glissements ont été observés dans la région de Charlevoix (Filion et al., 1990 ; Quiliam et Allard, 1989).

Une autre hypothèse est celle des feux de forêts qui auraient pu apporter beaucoup de matière dans le lac, diminuant ainsi la transparence. Une fois la végétation brûlée, les sols se seraient lessivés plus facilement entraînant des apports organiques et minéraux au lac. Cependant, aucun feu de forêt n’a été répertorié pour ces dates jusqu’à maintenant (Bussière et al., 1996).

Finalement, la dernière hypothèse retenue serait celle d’une influence climatique. Un climat plus humide aurait entraîné beaucoup de pluie, lessivant les sols. Les nutriments apportés au lac par ruissellement auraient diminué la transparence de l’eau. Bien que l’étude de Hausmann et al. (2011), réalisée dans la même région, donne de précieuses informations climatiques, il est impossible de reconstituer les températures de l’air pour la présente étude puisque les chironomides fossiles n’ont pas été analysés.

Pour préciser l’origine de cet évènement, d’autres analyses pourraient être effectuées. D’abord, une étude géomorphologique du bassin versant à l’aide de photographies aériennes permettrait de caractériser le territoire et de mieux comprendre le contexte de mise en place des dépôts de surface. Également, des analyses de pollens et de charbon de bois permettraient de connaître davantage la dynamique de la végétation du bassin versant et des environs. Un lien a d’ailleurs été établi entre l’abondance des charbons de bois et celle des frustules de diatomées (Philibert et al., 2003). Enfin, l’analyse des chironomides permettrait d’avoir une meilleure compréhension des variations climatiques passées.

6.2.3 Conclusions

En conclusion, la première phase environnementale correspond à une eutrophisation naturelle. Elle comprend des successions diatomifères et géochimiques qui suggèrent une dégradation progressive de la qualité de l’eau. Bien que l’évènement à l’origine de ces 79

perturbations soit de nature allochtone, il est toujours inconnu. Les variations de l’abondance relative des taxa de diatomées suggèrent que le milieu n’a pas été constamment stable entre 780 ans BC et 951 ans AD et que des variations naturelles affectant l’écologie et la géochimie du lac ce sont produites. Durant cette période, deux perturbations majeures ont été identifiées à l’aide des communautés diatomifères et des profils chimiques et sédimentaires.

6.3 Environnement de transition

La deuxième phase environnementale du lac Nairne correspond à une période durant laquelle le lac a été sous l’influence des pressions naturelles (zone IIa ; Figure 13) et des perturbations anthropiques (à partir de 13 cm dans la zone IIb ; Figure 13). Les assemblages diatomifères de cet environnement (951 à 1919 ans AD) ont permis d’observer une modification de la qualité de l’eau. L’analyse autécologique de ces assemblages permet de caractériser le lac comme un environnement mésotrophe et distinct du premier environnement de par la faible rapidité des changements s’y opérant (zone IIa). Les analyses biologiques et géochimiques ont permis d’émettre l’hypothèse que la qualité de l’eau s’est dégradée comparativement à l’environnement précédent et que l’origine de cette dégradation découle de la dégradation entamée dans la phase précédente (780 ans BC et 951 ans AD).

6.3.1 Changements trophiques

Dans la deuxième phase environnementale (zone II ; Figure 13), l’assemblage de diatomées suggère un milieu mésotrophe majoritairement dominé par les espèces F. crotonensis, T. flocculosa strain IIIp et A. ambigua. Leurs caractéristiques

80 autécologiques indiquent que le milieu est affecté par des concentrations en nutriments variant de faible à moyenne. La succession entre les taxons F. crotonensis et T. flocculosa strain IIIp suggère une dégradation du milieu. En effet, le maximum de l’abondance de T. flocculosa strain IIIp concorde avec le début de l’accroissement de F. crotonensis, qui est plus tolérante à de fortes concentrations en nutriments que la première (zone IIa ; Figure 13). La présence de A. pusilla entre 1674 et 1919, ainsi que l’assemblage de pigments photosynthétiques dominé par les pigments de cyanobactéries (Figure 14), renforcent le scénario d’une dégradation de la qualité de l’eau durant cette période. Le niveau trophique égale et dépasse même celui atteint sporadiquement dans la première phase. De plus, l’apparition d’autres espèces comme F. capucina, à partir de 1519, indique également une dégradation. Bien qu’à partir de 1800 (zone IIb ; Figure 13) le bassin versant subi une influence humaine, aucun changement dans les assemblages diatomifères ne lie cette influence à l’état trophique de la phase environnementale.

6.3.2 Origine du vieillissement

L’origine du vieillissement du lac semble donc être une combinaison de divers facteurs limnologiques contribuant à ce phénomène. Le comblement par les sources allochtones et l’accroissement de la productivité expliquerait la dégradation graduelle du lac. Le processus de vieillissement déjà entamé dans la première phase se poursuivrait dans celle-ci. Ainsi, la deuxième phase suivrait les étapes logiques dans le processus de vieillissement d’un plan d’eau (Wetzel, 2001).

6.3.3 Influence du pH

Bien qu’un enrichissement du lac se dessine entre 951 et 1919, des variations de l’abondance de certaines espèces indiquent qu’un autre facteur affecte le milieu. 81

Le profil général du taxon T. flocculosa strain IIIp tend à diminuer à partir de 1363, mais présente quelques augmentations bien définies entre cette profondeur et la surface. Le taxon A. ambigua montre aussi plusieurs augmentations et diminutions claires pour cette période. Malgré que ces espèces ne soient pas corrélées statistiquement, leurs variations légèrement opposées (zone IIb ; Figure 13) suggèrent qu’un facteur autre que l’eutrophisation a eu une incidence sur leur abondance.

Une des hypothèses avancées est une variation du pH de l’eau qui favoriserait une espèce au détriment de l’autre. Ainsi, lorsque le pH est élevé, A. ambigua est avantagée et lorsque le pH est faible, T. flocculosa strain IIIp est privilégiée. Il est difficile de trouver des évidences de ce processus à travers les profils chimiques sédimentaires car il s’effectue en phase liquide et ne laisse pas de trace directe de ces changements dans les sédiments. Cependant, il est possible de déduire ces fluctuations à l’aide de reconstitutions de pH selon les données des préférences écologiques des diatomées. Ainsi, cette méthode suggère une augmentation du pH à partir de 951, jusque dans le troisième environnement (Figure 13).

L’origine de ces variations de pH dans la colonne d’eau n’est pas connue, mais une hypothèse plausible serait des floraisons de cyanobactéries récurrentes. Il a été observé et mesuré au lac Nairne que pour les étés 2009 et 2010, les floraisons de cyanobactéries récurrentes ont fait varier le pH passant de 7 à 8 (R. Tremblay et V. Labrecque, comm. pers.). La forte croissance de ces organismes photosynthétiques a entrainé une importante consommation de CO2 et ainsi augmenté le pH de manière notable (Wetzel, 2001). Les courbes des données de diversité et de productivité montrent un signal concordant pour les mêmes périodes. La diminution de la productivité diatomifère peut s’expliquer par la forte compétition interspécifique exercée par les cyanobactéries qui dominent le milieu. Cependant, ces hypothèses concordent uniquement pour la période entre 1417 et 1674. Puisque les valeurs de la courbe de PTinf n’augmentent que très peu durant cette période (Figure 13), ces floraisons récurrentes ne sont sans doute pas causées par de fortes concentrations en nutriments, mais par d’autres paramètres favorables tels qu’une stratification prolongée ou diurne, peu de turbulence, des températures plus élevées et/ou une disponibilité élevée en fer (Fe) (Lavoie et al., 2007). Comme peu d’échantillons

82 de pigments photosynthétiques ont été analysés à ces profondeurs, il serait préférable d’obtenir davantage de données pour confirmer ces interprétations.

Pour répondre à ces questions, davantage de tests statistiques, telle qu’une analyse canonique (CA), devraient être effectués sur les assemblages afin de cibler les facteurs secondaires qui les influencent. Ces informations n’ont pu être obtenues puisque très peu de données limnologiques ont été récoltées lors de la campagne de terrain. Cependant, l’étude de Tremblay (en cours) permettra de préciser l’influence des variables environnementales secondaires pour ce site. Une meilleure compréhension des relations interspécifiques au lac Nairne permettrait de préciser l’interprétation des variations des assemblages diatomifères. Ces données fourniraient de l’information quant à la succession des espèces selon les variables environnementales choisies. Ce type d’étude nécessiterait une campagne de terrain s’échelonnant du printemps (avant le mélange de la colonne d’eau) à l’automne (après le mélange de la colonne d’eau) et nécessiterait des relevés (échantillons d’eau et/ou trappes à sédiments) à des intervalles réguliers qui seraient à déterminer. De plus, davantage d’échantillons de pigments photosynthétiques fossiles pourraient être analysés. Ceci procurerait une meilleure résolution de l’analyse et permettrait d’obtenir une compréhension plus détaillée des changements. Peu d’échantillons avaient été analysés pour ce projet car ils avaient d’abord été utilisés dans une étude exploratoire où seuls 15 échantillons étaient requis (B. Deshpande, en cours).

6.3.4 Conclusions

En conclusion, la deuxième phase environnementale présente des variations au sein des assemblages diatomifères qui suggèrent un enrichissement du milieu. Les analyses géochimiques concordent avec l’hypothèse d’un enrichissement continuel et progressif dû à l’évolution naturelle du lac. Les changements des abondances relatives des diatomées ont mis en évidence que l’enrichissement inorganique est le facteur premier régissant les assemblages, mais que d’autres variables de second plan exercent un contrôle sur les taxons. Ces variables pourraient être précisées par l’étude de Tremblay (en cours) ainsi que 83 par une étude limnologique poussée orientée sur les relations interspécifiques des diatomées. Une résolution plus fine des données de pigments photosynthétiques fossiles permettrait d’accroître la compréhension des données. Ainsi les données pigmentaires auraient une valeur plus importante et un poids argumentaire plus considérable pour appuyer les hypothèses établies.

6.4 Influences anthropiques sur le vieillissement du lac Nairne

Comme pour de nombreux lacs au Québec, la dernière phase environnementale est marquée par les activités humaines qui modifient la qualité de l’eau. Les analyses géochimiques mettent d’ailleurs en évidence que les humains exploitant le bassin versant du plan d’eau ont une incidence sur les sédiments en modifiant leur composition. De plus, les analyses biologiques soulèvent deux changements liés au stade trophique du lac.

6.4.1 Impact de l’homme sur les sédiments

Les analyses géochimiques réalisées par la technique XRF permettent de confirmer que les activités humaines ont affecté la composition des sédiments du lac. Cela peut être constaté à l’aide du profil de niveau de gris qui révèle une importante variation de densité à partir du début des années 1800, période d’arrivée des premiers colons dans le bassin versant (Figure 12). Ce changement dans le profil suggère que le matériel sédimentaire est passé d’une composition plus minérale à une composition plus organique. Le profil Corg/N de l’analyse CHNS précise que cette composition plus organique du sédiment est davantage liée à une augmentation de la productivité végétale aquatique que celle terrestre (Figure 13). Ainsi, les changements anthropiques au sein du bassin versant ont favorisé une

84 productivité algale plus importante au sein du lac Nairne, par un apport plus important de nutriments.

Les activités agricoles, telles que l’usage d’engrais, ou l’augmentation du nombre d’habitations dans le bassin versant, peuvent également expliquer ces apports plus importants (e.g. : installations septiques inadéquates).

L’étude de Labrecque (en cours) permettra de mieux cibler ces apports en nutriments (principalement le phosphore) qui favorisent la prolifération algale dans le lac. De manière ponctuelle et diffuse, les sources de phosphore seront identifiées et modélisées à partir d’une caractérisation temporelle du territoire. Cette étude suggère que les sources de phosphore ont augmentées parallèlement avec le début de l’exploitation du bassin versant, corroborant ainsi l’hypothèse d’une hausse de productivité due à une augmentation des apports externes en phosphore.

6.4.2 Changements trophiques

Dans la troisième phase environnementale (zone III ;

Figure 13), les analyses biologiques illustrent d’abord un enrichissement en nutriments du plan d’eau, suivi d’une amélioration de la qualité de l’eau. La présence des taxa A. granulata, S. hantzschii et S. medius suggère (zone IIIa) que le milieu a atteint un niveau trophique eutrophe entre 1919 et 1983. Ces espèces ont été observées dans plusieurs études où la pollution inorganique était mise en cause pour la dégradation de la qualité de l’eau (Bennion et al., 2004). Les valeurs des concentrations des pigments photosynthétiques fossiles de Chl-a suggèrent également une productivité plus importante dans le milieu pour la période 1919-1983 (Figure 14). L’augmentation des concentrations de pigments en 1948 appuie le scénario d’une dégradation de la qualité de l’eau. L’apparition soudaine des taxa A. granulata, S. hantzschii et S. medius suggère que ce changement trophique s’est produit 85 très rapidement au cours du temps (zone III ; Figure 13). Bien que l’espèce A. ambigua puisse tolérer d’importantes concentrations en P, son abondance n’augmente pas entre 1919 et 1983. Ceci pourrait s’expliquer par une compétitivité entre l’espèce A. ambigua et celles mentionnés plus haut (A. granulata, S. hantzschii et S. medius). Comme A. granulata, S. hantzschii et S. medius tolèrent des concentrations plus élevées en nutriments, elles peuvent être favorisées au détriment de A. ambigua dans ce type d’environnement. Le PTinf indique également enrichissement majeur en nutriments durant cette période (zone IIIa ; Figure 13).

L’interprétation de ces profils géochimiques (PXRF et PICP) (Figure 12) doit être nuancée pour la surface, car à cette profondeur, les éléments peuvent être moins fiables. Cette complexité réside dans le fait que le P en surface est toujours sous l’influence de processus géochimiques rapides, tels que la migration, le relargage et la diagénèse. Ceci en fait un élément amenant beaucoup d’incertitude lors de l’interprétation pour la partie supérieure de la carotte (premiers cm) (Carignan et Flett, 1981). Ce sont donc les données de la reconstitution de P qui seront utilisées pour la surface de la séquence stratigraphique. Pour ce qui est des données en profondeur, le P est davantage stable puisque les processus géochimiques le régissant sont beaucoup plus lents à s’effectuer. Les données inférées sont en général très fiables pour toute la séquence et appuient l’information environnementale fournie par les diatomées.

Entre 1983 et aujourd’hui, les assemblages diatomifères suggèrent que la qualité de l’eau s’est améliorée. L’absence des taxa A. granulata, S. hantzschii et S. medius indique que les caractéristiques trophiques correspondent à un milieu méso-eutrophe (zone IIIb ; Figure 13). Les trois profils de pigments photosynthétiques fossiles indiquent également une légère diminution des nutriments depuis 1983 (Figure 14). Généralement, une augmentation des concentrations de pigments photosynthétiques fossiles est observée en surface, due au fait que la matière n’est pas encore entièrement dégradée (D. Antoniades, comm. pers. ; Leavitt et Hodgson, 2001). Cependant, la diminution des concentrations en pigments à la surface de la carotte indique une réelle diminution, non affectée par la dégradation (D. Antoniades, comm. pers.). L’amélioration de la qualité de l’eau s’explique

86 donc par une diminution des apports en nutriments qui limite les espèces plus eutrophes. L’étude de Labrecque (en cours) confirme cette hypothèse car sa modélisation démontre une diminution des apports externes en phosphore pour cette période. Le PTinf indique également que les concentrations ont diminué à partir de 1983 (zone IIIb ; Figure 13).

Bien que ces espèces typiques des milieux eutrophes (A. granulata, S. hantzschii et S. medius) soient disparues depuis 1983 (zone IIIb ; Figure 13), la présence de A. formosa et l’augmentation de l’abondance de F. crotonensis, suggèrent que le milieu est resté surchargé en nutriments. Pour cette période, le taux d’accumulation indique qu’il y a toujours eu des apports considérables au lac. Les profils de LOI et le niveau de gris (Figure 12 et 13) précisent que cette matière est davantage composée de matière organique, suggérant un milieu toujours très productif.

6.4.3 Origine de l’enrichissement rapide

Les analyses biologiques et le contexte historique du développement du bassin versant suggèrent que l’enrichissement en nutriments est d’origine anthropique. Comme il a été identifié au lac Saint-Augustin (Roberge et al., 2002 ; Pienitz et al., 2006), l’apparition soudaine des espèces A. granulata, S. hantzschii et S. medius est liée à l’exploitation du territoire. Pour le lac Nairne, c’est à partir des années 1920 qu’elles sont apparues et leur maximum est atteint lors de l’apogée agricole, vers 1930-1940. Le profil du taux de sédimentation indique effectivement qu’une très grande quantité de matériel a sédimenté dans le plan d’eau durant cette période. Ce matériel allochtone pourrait être associé aux terres défrichées pour l’exploitation forestière et agricole. L’absence de végétation sur de grandes portions de territoire aurait entraîné des apports majeurs au lac, favorisant ainsi les espèces eutrophes et la productivité générale du lac selon les profils pigmentaires. Cependant, la paléoproductivité inférée par les diatomées n’augmente pas durant cette période, ce qui suggère que les cyanobactéries et d’autres algues ont dominé le milieu. 87

Les analyses biologiques et le contexte historique de l’exploitation du bassin versant indiquent également que l’amélioration de la qualité de l’eau est due au déclin de l’exploitation agricole et de la reprise forestière. Cela auraient entraîné une diminution des

apports en nutriments dans le plan d’eau et la disparition des espèces eutrophes (A. granulata, S. hantzschii et S. medius). Plusieurs études ont notamment démontré le lien entre la diminution des exploitations du bassin versant et la diminution des espèces de milieux riches en nutriments (Bennion et Appleby, 1999 ; Christie et Smol, 1993 ; Laperrière et al., 2009 ; Antoniades et al., 2011).

6.4.4 Origine de l’augmentation du taux de sédimentation en surface

Depuis 2006, le taux d’accumulation suggère qu’un apport très important en matériel a sédimenté au fond lac. Comme la compaction a été prise en compte dans l’élaboration de cette courbe, cette hausse n’est pas due à sa position dans la stratigraphie. L’augmentation du taux de sédimentation au même moment où A. formosa apparaît dans les assemblages suggère que ces deux éléments sont associés. Selon les préférences écologiques de ce taxon, l’apport en sédiment pourrait être lié à un lessivage printanier, plus important, du système routier. Lors de la fonte de la neige au printemps, le ruissellement de l’eau de fonte peut provoquer l’érosion des chemins et accroître les apports en nutriments. Une vérification des méthodes de déblaiement du réseau routier à St- Aimé-des-Lacs a été effectuée afin d’examiner si un changement dans les habitudes de stockage de la neige avait été fait. Une masse de neige nouvellement laissée sur place aurait pu être la source de cette hausse du ruissellement et des apports sédimentaires. Cependant, aucune modification de la gestion de la neige n’a été faite. Des données climatiques d’Environnement Canada ont été cherchées pour le secteur, mais étant donné que la station la plus près se situe à Petite Rivière Saint-François elles n’ont pas été analysées. La complexité géomorphologique de la topographie (entre autre dû à l’impact météoritique) de la région de Charlevoix fait en sorte que la dynamique climatique y est très variante

88 localement (Perron et Gauthier, 2000). Il serait cependant intéressant que des installations de mesures climatiques soient mises en place, et entretenues, à Saint-Aimé-des-Lacs. Elles permettraient l’obtention de données météorologiques locales très précises qui apporteraient davantage d’informations sur les systèmes affectant le bassin versant. Ainsi, les facteurs externes aillant une incidence sur le lac seraient mieux compris.

6.4.5 Conclusions

En conclusion, la troisième phase environnementale indique que l’arrivée de l’homme a eu de nombreux effets sur le plan d’eau. Ces variations sont perceptibles par les analyses géochimiques et biologiques. Il en ressort qu’une dégradation de la qualité de l’eau, due aux activités anthropiques, suivi d’une amélioration de celle-ci se sont produites. Les analyses biologiques ont permis de cibler une dégradation trophique du plan d’eau entre 1919 et 1983. Cette modification s’est opérée très rapidement et est due à l’exploitation agricole et forestière ayant atteint son apogée au même moment. Depuis 1983, une amélioration de la qualité de l’eau, suite à l’abandon massif des terres agricoles et le reboisement progressif, a été notée par les analyses biologiques diatomifères et pigmentaires.

6.5 Floraisons de cyanobactéries

Les floraisons de cyanobactéries des années 2002 sont une des sources d’inquiétude qui ont entraîné la prise de conscience quant à l’état de la qualité de l’eau du lac Nairne. Cependant, certains riverains soutenaient avoir déjà observé des floraisons de cyanobactéries au lac Nairne bien avant l’épisode de 2002. Ils mentionnaient avoir vu l’eau devenir de couleur verte durant l’été. Cette hypothèse a été étudiée suite à l’analyse des pigments photosynthétiques fossiles. 89

Selon le profil des pigments de cyanobactéries, l’hypothèse des floraisons avant 2002 serait plausible. En comparant visuellement les valeurs des concentrations de pigments de cyanobactéries de 2002 (3 cm) aux valeurs passées, des concentrations similaires auraient déjà été répertoriées. De plus, le profil indique qu’il y aurait eu des concentrations plus importantes que celles de 2002 dans le passé, ce qui indiquerait que des évènements de floraisons de cyanobactéries plus prononcées se seraient produits à ces moments. Les concentrations de ββ-carotène suggèrent également que la biomasse totale étaient élevée dans le passé, ce qui soutien également que le lac Nairne est depuis longtemps propice aux floraisons de cyanobactéries.

6.5.1 Origine des floraisons de cyanobactéries

Comme les profils de concentrations de pigments suggèrent que des floraisons récurrentes pourraient avoir débuté avant l’arrivée de l’homme dans le bassin versant, il est difficile de cibler avec exactitude l’origine des floraisons de cyanobactéries. Il est cependant possible de dire que le milieu devait comprendre des caractéristiques limnologiques les favorisant (voir section 2.1).

Afin de mieux comprendre ce qui aurait accru leur abondance, davantage de données concernant le climat devrait être étudiées afin de distinguer le signal naturel de celui anthropique. Par exemple, une reconstitution climatique à partir des chironomides pourrait être faite. Ces informations permettraient de mieux comprendre le contexte de floraisons et mieux distinguer les floraisons passées et celles actuelles. De plus, une meilleure résolution des données pigmentaires serait nécessaire pour une meilleure interprétation des variations. Davantage d’échantillons devraient donc être traités afin d’accroître la diversité de données.

6.5.2 Conclusions

En conclusion, l’hypothèse des floraisons de cyanobactéries ayant eu lieu avant 2002 serait plausible et elles pourraient même avoir été plus importantes qu’aujourd’hui. Les données indiqueraient un début des floraisons bien avant l’arrivée de l’homme dans le bassin versant. L’origine de ces floraisons reste inconnue, puisqu’il est difficile de discriminer les facteurs favorisant les floraisons passées des floraisons « modernes ». Cependant, il est possible d’affirmer que les conditions limnologiques naturelles du lac ont déjà été propices aux floraisons de cyanobactéries.

Chapitre 7 : Conclusions générales

L’approche paléolimnologique utilisée dans cette étude a permis d’effectuer la reconstitution trophique du lac Nairne à l’aide des diatomées fossiles comme indicateur principal. Ces organismes, combinés aux profils géochimiques des analyses XRF, ICP et CHNS ainsi qu’aux pigments photosynthétiques fossiles, ont permis de documenter des modifications majeures du stade trophique entre 780 ans BC et aujourd’hui. Plus précisément, les périodes de variations de productivité ont été ciblées et datées, la productivité a été décrite qualitativement, les teneurs en phosphore ont été estimées et mesurées et, finalement, les causes de perturbation trophiques ont été pointées.

Les indicateurs ont démontré une dégradation de la qualité de l’eau débutant bien avant le début des activités et de l’arrivée de l’homme dans le bassin versant. Cependant, les actions humaines auraient accéléré le processus de vieillissement du lac par l’exploitation du territoire et ainsi favorisé l’apport de nutriments dans le lac. Suite à l’abandon de ces activités d’exploitation et à la recolonisation végétale vers 1950, une amélioration de la qualité de l’eau a été constatée.

Cette étude paléolimnologique est la première à être réalisée au lac Nairne et a permis de répondre à de nombreux questionnements, notamment sur le portrait naturel du lac et sur les causes principales ayant provoqué une dégradation accélérée du plan d’eau. Cependant, d’autres analyses pourraient être effectuées au lac Nairne et permettraient de préciser certaines informations et d’accroître les connaissances quant à la dynamique du lac.

Dans le cadre d’une autre étude, l’analyse des chironomides fossiles pourrait s’avérer utile pour mieux comprendre le rôle du climat sur la dynamique des communautés et espèces de diatomées dans le lac. Cela permettrait une meilleure discrimination du « bruit » naturel et anthropique. Aussi, une analyse limnologique ciblée sur les relations interspécifiques des communautés diatomifères du lac Nairne permettrait de mieux comprendre les successions des espèces par rapport aux variables environnementales pour 92 ainsi préciser l’interprétation des assemblages. Enfin, une meilleure résolution des analyses de pigments photosynthétiques fossiles ajouterait de la précision à l’analyse.

Ainsi, cette étude paléolimnologique a produit des données cruciales qui serviront à la réalisation de projets de gestion pour le bassin versant du lac Nairne à Saint-Aimé-des- Lacs. Ces données permettront une meilleure compréhension de l’écosystème lacustre, mais également l’accès à des études complémentaires ultérieures et la réalisation de projets visant l’amélioration de la qualité de l’eau. Ce projet aura mis en lumière l’impact que l’homme peut avoir sur la qualité d’un plan d’eau. Il a démontré non seulement les effets négatifs, mais également que les modifications des habitudes de vie par des actions plus saines peuvent avoir des conséquences positives sur la santé d’un plan d’eau.

93 Références

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103

104

ANNEXE A : Modèle linéaire semi-quantitatif de l’eutrophie du lac Narine

105

Ce modèle a été développé pour un suivi des travaux auprès de l’APELN, avant que celui développé par Roxane ne soit conçu. Ce modèle permet de regrouper l’information trophique livrée par le diagramme d’abondance relative de manière visuellement simplifiée.

Le modèle linéaire semi-quantitatif a permis de calculer le facteur d’eutrophie (Tn) à partir de l’abondance relative des espèces présente dans le diagramme d’abondance relative

(Ae,n) (à l’exception des espèces A. humilis et N. submuralis, pour lesquelles l’autécologie trophique n’a pas été trouvé) (Figure 13) à chaque niveau (n) et d’un facteur trophique spécifique à l’espèce (fe) :

∑

Où E est le nombre d’espèce considérée

Le diviseur 100 a été appliqué afin de rapporter les sommes sur une échelle de 1 à 10.

Ce facteur a été appliqué en fonction de l’autécologie des espèces. Le facteur varie entre 1 et 10 selon si l’espèce provient d’un environnement oligotrophe à eutrophe :

106

ANNEXE B : Choix des espèces diatomifères du diagramme stratigraphique

107

108

ANNEXE C : Concordance des profondeurs des carottes N-01 et N-02

109

110

ANNEXE D : Écologie des espèces de diatomées identifiées lors du comptage

Habitat : b = bentique ; p = planctonique ; t = tychoplanctonique pH : c = acidophile ; n = neutre ; l = alcaliphile ; i = indifférent

Saprobité : o = oligosaprobe ; m = mésosaprobe ; b = beta ; a = alpha ; s = saproxène ; h = saprophobie

Trophique: o = oligotrophe ; m = mésotrophe ; e = eutrophe ; d = dystrophe

Salinité : d = douce ; s = saumâtre ; i = indifférent ; h = halophobe

111

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113

114

115

Sources :

Antoniades et al., 2005 ; Barber et Haworth, 1981 ; Krammer et Lange-Bertalot, 1986, 1988, 1991a et 1991b ; Lavoie et al., 2008 ; Patrick, 1948 ; Ponader, 2000 ; Siver et Kling, 2000 ; Tremblay, 1999 ; Van Dam et al., 1994 ; Zimmermann et al., 2010.

116

117 Planches diatomifères du diagramme d’abondance relative (%)

Planche 1

Fig. 1 : Aulacoseira ambigua

Fig. 2 : Aulacoseira granulata

Fig. 3 : Aulacoseira pusilla

Fig. 4 : Aulacoseira humilis

Fig. 5 : Aulacoseira subarctica

Fig. 6 : Cyclotella bodanica var lemanica

Fig. 7 : Cyclotella stelligera

Fig. 8 : Stephanodiscus medius

Fig. 9 : Stephanodiscus hantzschii

118

119

Planche 2

Fig. 1 : Staurosirella pinnata

Fig. 2 : Pseudostaurosira brevistriata

Fig. 3 : Tabellaria flocculosa strain IIIp

Fig. 4 : Asterionella formosa

Fig. 5 : Fragilaria capucina

Fig. 6 : Fragilaria crotonensis

120

Planche 3 121

Fig. 1 : Achnanthes suchlandtii

Fig. 2 : Achnanthidium minutissimum

Fig. 3 : Navicula submuralis

Fig. 4 : Eolimna minima

122