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Programme de rétablissement du béluga (Delphinapterus leucas), population de l'estuaire du Saint-Laurent au Canada

Annexes

Annexe 1. Équipe de rétablissement

Membres actuels de l'équipe de rétablissement du béluga, population de l'estuaire du Saint-Laurent

Alain Armellin
Environnement Canada
Pierre Béland
Institut National d'Ecotoxicologie du Saint-Laurent
David Berryman
Ministère du Développement durable, de l'Environnement et des Parcs du Québec
Hugues Bouchard
Pêches et Océans Canada
Guy Cantin
Pêches et Océans Canada
Catherine Couillard
Pêches et Océans Canada
Michel Fournier
INRS, Institut Armand-Frappier
Édouard Hamel
Croisière AML
Isabelle Gauthier
Ministère des Ressources naturelles et de la Faune du Québec
Michel Lebeuf
Pêches et Océans Canada
Véronique Lesage
Pêches et Océans Canada
Lena Measures
Pêches et Océans Canada
Nadia Ménard
Agence Parcs Canada, Parc Marin du Saguenay-Saint-Laurent
Robert Michaud
Groupe de Recherche et d'Éducation pour les Mammifères Marins
Hélène Pinard
Rio Tinto Alcan
Tom Smith
EMC Corporation
Chantale Thiboutot
Pêches et Océans Canada
Tonya Wimmer
Fonds mondial pour la Nature (Canada)

Annexe 2. Contaminants

Cette annexe propose un survol des principaux groupes de composés chimiques, principalement d’origine anthropique que l’on retrouve dans l’habitat du béluga. Certains contaminants sont persistants dans l’environnement : un composé est considéré comme persistant lorsque sa demi-vie (temps pour que la concentration diminue de moitié) est plus de deux mois dans l’eau ou six mois dans les sédiments (selon l’annexe D de la convention de Stockholm). De plus, les composés chimiques qui sont solubles dans les graisses ont tendance à se bioaccumuler dans les tissus adipeux et à se bioamplifier dans la chaîne alimentaire. D’autres contaminants ne sont pas ou peu persistants et ne se bioaccumulent pas, ou peu, dans le biote. Entre ces deux catégories on trouve certains contaminants qui peuvent se bioaccumuler sans se bioamplifier (par exemple le plomb), soit se bioaccumuler sous la forme d’une molécule organique (par exemple le mercure). Les bélugas sont exposés aux produits chimiques par le biais de leur diète ou de leur milieu.

Les proies du béluga constituent la source première de contamination, mais l’eau, l’air et les sédiments représentent aussi des sources potentielles. Il est difficile d’établir des tendances claires en ce qui a trait aux concentrations des contaminants chez les individus, puisqu’il y a une grande variabilité individuelle, et ce, même chez des individus de même âge et de même sexe (Muir et coll., 1996a; Lebeuf et coll., 2001). Cette différence pourrait être attribuable à des variabilités de la taille, du taux de croissance, de la proportion de graisse, de l’efficacité énergétique, de la capacité d’assimilation des contaminants provenant de la diète et évidemment de l’historique d’exposition aux contaminants (Hickie et coll., 1999). Les mâles et les femelles présentent des concentrations différentes de plusieurs contaminants. Cette disparité peut s’expliquer par le transfert de contaminants de la mère à son veau (Addison et Brodie, 1977) et possiblement par les dissimilitudes du régime alimentaire entre les mâles et les femelles (Lesage et coll., 2001; Nozères, 2006). Plusieurs contaminants sont liposolubles et s’accumulent dans les tissus graisseux. Lors de la gestation et de l’allaitement, ces tissus sont sollicités et les femelles de plusieurs espèces de mammifères marins transmettent une partie de leurs contaminants à leurs veaux (Addison et Stobo, 1993; Gauthier et coll., 1998; Hickie et coll., 1999). Ainsi les nouveau-nés présentent des concentrations élevées en contaminants, et ce, pendant des périodes critiques de leur croissance que sont le développement des systèmes endocriniens, immunitaires et nerveux (Colborn et Smolen, 1996; Gauthier et coll., 1998).

Les concentrations de la plupart des contaminants dans les tissus des bélugas du Saint-Laurent sont largement supérieurs à ceux mesurés chez les bélugas de l’Arctique (Massé et coll., 1986; Martineau et coll., 1987; Muir et coll., 1990; Ray et coll., 1991; McKinney et coll., 2006). Ceci s’explique en grande partie par la proximité des sources (Lebeuf et Nunes, 2005).

Les composés organochlorés (OC)

Les organochlorés sont pour la plupart des polluants organiques persistants (POP). Ils ont été synthétisés principalement pour un usage dans l’industrie et en agriculture. Leur effet sur l’environnement ainsi que la formation de sous-produits toxiques a amené plusieurs pays à réglementer ou simplement bannir l’usage de ces composés. Ratifiée en 2004 par plus de cent pays, dont le Canada, la convention de Stockholm (en anglais seulement) sur les POP est un accord qui vise à interdire ou restreindre l’usage de douze composés organochlorés : biphényles polychlorés (BPC), dichloro-diphényle-trichloroéthane (DDT), aldrine, chlordane, dieldrine, endrine, heptachlore, hexachlorobenzène, mirex, toxaphène, dioxines et furannes. Malgré la réglementation et la restriction de l’usage, les composés organochlorés et leurs sous-produits se retrouvent encore dans le béluga de l’estuaire du Saint-Laurent (revue dans Lebeuf, 2009). Les concentrations de certains composés organochlorés retrouvées chez les bélugas du Saint-Laurent tendent à être plus élevées, jusqu’à cent fois plus élevées selon les contaminants, que chez les bélugas de l’Arctique (Martineau et coll., 1987; Muir et coll., 1990; Béland et coll., 1993; McKinney et coll., 2006). Pris collectivement, les OC sont connus pour leur capacité d’altération des fonctions endocriniennes, reproductives, immunitaires, métaboliques et neurologiques chez plusieurs espèces (De Guise et coll., 1995; Kingsley, 2002). De plus, l’effet de synergie des OC, l’exposition à long terme, le stress, les autres problèmes de santé, un mauvais état de nutrition et une exposition fœtale sont des facteurs qui peuvent rendre le béluga vulnérable, même à de faibles concentrations. Les effets sur le système endocrinien pourraient avoir des conséquences graves sur la santé des bélugas, car ce système joue un rôle crucial dans la croissance, le développement et la régulation des fonctions métaboliques de l’individu (Colborn et coll., 1993). Une altération de la réponse immunitaire peut donner l’opportunité à un agent pathogène d’envahir certains organes et de provoquer des maladies. La gravité de ces effets sur le nouveau-né dépend grandement du moment de l’exposition; il est à noter que ces effets peuvent être différents entre la mère et le fœtus. Certains auteurs ont suggéré que les concentrations élevées d'organochlorés pourraient être responsables de la stagnation apparente de la croissance de la population de bélugas du Saint-Laurent (Massé et coll., 1986; Martineau et coll., 1987; Béland et coll., 1992; Hammill et coll., 2007). Cependant, les effets directs et indirects des organochlorés sur les bélugas sont peu connus.

Les pesticides organochlorés

Le dichloro-diphényle-trichloroéthane (DDT) est un pesticide désormais prohibé en Amérique du Nord, mais largement utilisé par le passé. Bien que l’usage du DDT soit interdit au Canada depuis 1978, le Saint-Laurent continue d’être pollué par des sources récentes. Ces sources proviennent notamment des eaux de lixiviation de certains dépotoirs, de l’évaporation du DDT provenant de sols contaminés qui peut ainsi voyager sur de longues distances par voie atmosphérique, de l’incinération des déchets municipaux ainsi que de l’érosion des sols et des sédiments imprégnés de DDT (Pham et coll., 1993). Plusieurs auteurs ont mesuré les niveaux de DDT (ou les sous-produits dichlorodiphényldichloréthane ou dichlorodiphényléthane, Dichlorodiphényldichloroéthane [DDD] et Dichlorodiphényléthane [DDE]) dans les bélugas du Saint-Laurent (Massé et coll., 1986; Muir et coll., 1996a; Metcalfe et coll., 1999; Lebeuf et coll., 2007). Les mâles présentent en général des taux de DDT plus élevés que les femelles (Martineau et coll., 1987; Muir et coll., 1996a; Letcher et coll., 2000). Lebeuf et coll. (2007) ont rapporté une diminution des niveaux de DDT dans les tissus du béluga du Saint-Laurent entre 1987 et 2002, quoique la diminution du DDE (un métabolite du DDT) n’ait été observée que chez les femelles. Le DDT et ses métabolites sont considérés comme des perturbateurs endocriniens chez plusieurs espèces (Subramanian et coll., 1987; Bernard et coll., 2007; Leaños-Castañeda et coll., 2007).

Le toxaphène est un mélange complexe d’au moins 1 000 composés, utilisé comme pesticide principalement dans le sud des États-Unis et le nord du Mexique dans les années 1970, en remplacement du DDT. Il a été le pesticide le plus largement utilisé aux États-Unis au milieu des années 1970. Prohibé au Canada et aux États-Unis depuis le début des années 1980, il demeure un contaminant préoccupant à cause de sa persistance, de sa volatilité et de sa capacité à se bioaccumuler dans les organismes. On le retrouve dans les tissus des bélugas du Saint-Laurent, mais les concentrations ont tendance à décroître depuis 1987 (Gouteux et coll., 2003; Lebeuf et coll., 2007). Les bélugas de l’Arctique et ceux de l’estuaire présentent des taux de toxaphène similaires, ce qui suggère un transport atmosphérique plutôt qu’une source locale dans les Grands Lacs ou le fleuve (Muir et coll., 1996a; MacLeod et coll., 2002). Les concentrations mesurées ont tendance à être plus élevées chez les bélugas mâles (Muir et coll., 1996a; Gouteux et coll., 2003; Hobbs et coll., 2003). Le toxaphène est reconnu comme perturbateur de la glande thyroïde et comme étant hépatotoxique et immunotoxique chez plusieurs espèces animales (Programme international sur la sécurité chimique–International Program on Chemical Safety) [IPCS], 2001). Les concentrations de toxaphène sont relativement faibles, mais puisqu’il se révèle être 2 à 6 fois plus toxique que le DDT, il est important de le considérer comme un contaminant majeur dans l’estuaire du Saint-Laurent (Gouteux et Lebeuf, 2000).

Le chlordane a été utilisé comme insecticide des années 1950 jusqu’au début des années 1990, en particulier pour le contrôle des termites. Le chlordane a été détecté dans les tissus du béluga du Saint-Laurent (Muir et coll., 1990; Muir et coll., 1996a; Metcalfe et coll., 1999; Hobbs et coll., 2003). Lebeuf et coll. (2007) n’ont rapporté aucune tendance significative des concentrations de chlordane chez les bélugas adultes entre 1987 et 2002. Le chlordane est connu pour sa toxicité pour les poissons (IPCS, 1984a).

Le mirex est un autre pesticide organochloré interdit depuis la fin des années 1970 et retrouvé dans les tissus des bélugas du Saint-Laurent (Muir et coll., 1996a; Metcalfe et coll., 1999). Le mirex est une molécule fortement chlorée et extrêmement stable, utilisée comme pesticide et comme ignifugeant aux États-Unis. La source principale de mirex dans l’estuaire du Saint-Laurent est le lac Ontario dont les sédiments ont été contaminés par deux producteurs de ce pesticide situés aux États-Unis (Kaiser, 1978). Les concentrations de ce pesticide dans le lard des bélugas semblent ne pas avoir varié au cours des dernières décennies (Lebeuf et coll., 2007). Les anguilles en provenance du lac Ontario ont pu constituer la source principale de mirex pour les bélugas du Saint-Laurent (Hodson et coll., 1994; Gagnon et Bergeron, 1997). Ce contaminant est un des rares organochlorés pour lesquels les concentrations chez les mâles sont semblables à celles des femelles (Muir et coll., 1996b; Lebeuf, 2009). Le mirex est reconnu comme étant toxique pour les organismes aquatiques (Canada, 1977; IPCS, 1984b).

Le lindane, ingrédient actif du hexachlorocyclohexane (HCH), insecticide interdit aux États-Unis et au Canada, est encore utilisé aujourd’hui comme médicament, notamment pour traiter les poux. L’hexachlorobenzène (HCB) est un fongicide dont l’utilisation a cessé au milieu des années 1970. Les taux de HCH et de HCB auraient diminué entre 1987 et 2002 chez le béluga du Saint-Laurent selon Lebeuf et coll. (2007) et Muir et coll. (1996b). Le lindane affecterait le système nerveux et provoquerait des altérations histologiques chez les poissons (IPCS, 1991; Pesce et coll., 2008). Le HCB quant à lui, est reconnu comme cancérogène chez les animaux de laboratoire et peut affecter plusieurs organes, notamment le foie (IPCS, 1997; Plante et coll., 2007; Reed et coll., 2007).

La dieldrine, l’endrine et l’aldrine sont des insecticides organochlorés persistants qu’on retrouve dans les tissus des bélugas (Muir et coll., 1996a; Hobbs et coll., 2003). L’utilisation de ces pesticides a été réduite au milieu des années 1970 et leurs usages ont cessé d’être homologués au Canada à partir de 1991. Muir et coll. (1996a) ont montré que les concentrations restent stables chez les bélugas mâles tandis qu’elles ont diminué chez les femelles entre 1986 et 1994. Ces composés sont considérés comme très toxiques pour les organismes aquatiques et des études sur des animaux en laboratoire ont mis en évidence leur hépatotoxicité (IPCS, 1989, 1992a).

Les dioxines et les furannes

Les dioxines et les furannes constituent les contaminants les plus toxiques même à de faibles concentrations. Les polychlorodibenzo-p-dioxines sont des produits secondaires de réactions chimiques émises principalement par les incinérateurs de déchets, l’industrie du papier et des plastiques, la sidérurgie, la fabrication de pesticides et la combustion des carburants. Elles peuvent également être d’origine naturelle dans le cas d’éruptions volcaniques et de feux de forêt. Lorsqu’elles sont introduites dans l’environnement, les dioxines résistent à la biodégradation de nombreuses années. Les polychlorodibenzo-p-furannes sont émises lors de l'incinération de BPC. Les concentrations de dioxines et de furannes mesurées dans les tissus des bélugas du Saint-Laurent sont très faibles ou inexistantes (Muir et coll., 1996a). Les faibles concentrations retrouvées également chez le narval (Monodon monoceros) et l’épaulard (Orcinus orca) laissent croire que certains odontocètes possèderaient une enzyme permettant de métaboliser ces contaminants (Ono et coll., 1987; Muir et coll., 1996a; Norstrom et coll., 1990). Il ne faudrait toutefois pas écarter les préjudices possibles attribuables à l’exposition aux dioxines et aux furannes. La nocivité des dioxines s’exprime à des doses infiniment petites (Boening, 1998).

Les biphényles polychlorés (BPC)

Les BPC constituent un groupe de 209 composés similaires (congénères) qui sont ignifuges, lubrifiants et non conducteurs d’électricité. Ces caractéristiques ont favorisé leur utilisation dans l’industrie de l’électricité. La production des BPC a culminé vers 1970 et cessé en 1979. Même si on a mis fin à la production des BPC, des terrains contaminés et des sites d’enfouissement agissent encore aujourd’hui comme sources. L’utilisation des BPC est encore permise dans les systèmes clos tels que les transformateurs. Une bonne partie des BPC retrouvés chez les bélugas du Saint-Laurent proviendraient du lac Ontario (Gagnon et Bergeron, 1997).

Les bélugas ne métabolisent pas les différents types de BPC avec la même efficacité et dans certains cas, la dégradation des contaminants par l’organisme peut produire des métabolites qui sont parfois plus toxiques que les composés originaux. Cependant, on a observé une diminution des concentrations dans le lard des bélugas du Saint-Laurent depuis 1987 (Muir et coll., 1996b; Lebeuf et coll., 2007). Parmi les congénères des BPC, certains sont d’une toxicité inquiétante, responsables de la plupart des effets toxiques provenant des mélanges commerciaux de BPC. Ici encore, mêmes à de faibles concentrations, certains de ces contaminants se révèlent hautement toxiques. Les BPC sont reconnus comme étant des perturbateurs endocriniens, des agents neurotoxiques, des immunosuppresseurs et sont cancérogènes pour la faune en général (Agence internationale de la recherche sur le cancer–International Agency for Research on Cancer [IARC], 1978; Hall et coll., 1992; IPCS, 1992b; De Guise et coll., 1995; McKinney et coll., 2004). Jauniaux et Coignoul (2001) mentionnent que le rôle de la pollution marine et plus particulièrement des BPC dans l’apparition des épizooties à Morbillivirus chez les mammifères marins est sujet à de nombreuses controverses, certains auteurs considérant que les BPC interviennent dans la sévérité des épizooties de ce type de virus, alors que d’autres n’attribuent pas de rôle aux contaminants dans la propagation des Morbillivirus puisqu’ils sont particulièrement virulents (O'Shea, 2000; Ross et coll., 2000).

Les Tris(4-chlorophényles)

Les Tris(4-chlorophényles) sont parmi les contaminants environnementaux les plus récemment identifiés dans plusieurs maillons de la chaîne alimentaire. Leur source est inconnue et ils ne sont pas réglementés. Dans l’estuaire du Saint-Laurent, ces composés organochlorés se retrouvent dans les bélugas et dans les phoques en concentrations importantes (Lebeuf et coll., 2001; Lebeuf et coll., 2007). L’impact sur la santé des mammifères marins des tris(4-chlorophényles) reste encore peu documenté. Certaines études poussent à croire qu’ils soient des perturbateurs endocriniens comme les autres organochlorés (Poon et coll., 1997; Foster et coll., 1999). Une étude sur plusieurs espèces de phoques a montré le potentiel élevé de bioamplification de ces composés chez les mammifères marins (Watanabe et coll., 1999).

Les paraffines chlorées (PC)

Les polychloro-n-alkanes, aussi nommés paraffines chlorées, sont populaires dans l’industrie à cause de leurs propriétés lubrifiantes, ignifuges, plastifiantes et anticorrosives. Elles sont classifiées selon la longueur de la chaîne de carbone, les plus courtes (C10-C13) s’accumulant plus facilement dans les tissus des poissons, offrant donc un plus grand potentiel de toxicité (IPCS, 1996). Cependant, les PC à chaîne moyenne sont plus couramment utilisées au Canada (Santé Canada, 2004). Les PC s’accrochent facilement à des particules (adsorption) et voyagent donc avec les sédiments dans l’eau et avec les particules en suspension dans l’atmosphère, les PC à chaîne courte étant les plus volatiles (Drouillard et coll., 1998). Bien que le gros de la production des PC a cessé au début des années 1980, leur utilisation étendue et sans restrictions a contaminé l’environnement à plusieurs niveaux (Muir et coll., 1999). Les paraffines chlorées sont persistantes et ont un potentiel de bioaccumulation. Des analyses faites sur des carcasses de bélugas du Saint-Laurent révèlent une contamination générale par des PC à chaînes courte et moyenne provenant vraisemblablement de sources locales, probablement les Grands Lacs ou le Haut-Saint-Laurent (Bennie et coll., 2000; Tomy et coll., 2000). Il reste à déterminer leur origine et quelle en est la toxicité. Les paraffines chlorées à chaînes courtes sont considérées comme toxiques selon la Loi canadienne sur la protection de l’environnement (Canada, 1993).

Les composés organoétains

Les organoétainsNote de bas de page 11 (des organométalliques) sont des composés organiques industriels particulièrement nocifs pour l’environnement, toxiques et lents à se biodégrader s’ils s’accumulent dans les sédiments. Utilisés sous forme de tributylétain (TBT) dans les peintures antisalissure pour éliminer les algues et les invertébrés qui se fixent à la coque de navires, le risque engendré par leur utilisation est jugé « inacceptable pour le milieu marin » par l’Agence de réglementation de la lutte antiparasitaire. Bien qu’interdits au Canada et retirés du marché depuis le 1er janvier 2003, le bannissement, partiel jusqu’en 2003, de ce type de peinture n’a pas suffi à protéger les organismes aquatiques marins (St-Louis et coll., 2000). Le TBT est toxique pour de nombreux invertébrés (bigorneau, vers marins, amphipodes), pour les poissons et se retrouve dans les tissus des mammifères marins dont le béluga (Pelletier et Normandeau, 1997; St.-Louis et coll., 1997; St-Louis et coll., 2000). Des organoétains ont été détectés dans tous les sédiments et dans les carottes échantillonnées dans le fjord du Saguenay, l’estuaire et le golfe (St.-Louis et coll., 1997; Viglino et coll., 2004). Leur présence indique une contamination étendue à tout le système de l’estuaire du Saint-Laurent et particulièrement, en fortes concentrations, à proximité des installations portuaires (St.-Louis et coll., 1997). Les concentrations en organoétains retrouvées chez les bélugas échoués semblent augmenter avec l’âge des individus (Yang et coll., 1998; St-Louis et coll., 2000). De plus, ce contaminant peut être transféré, tout comme les organochlorés, de la mère au fœtus (St-Louis et coll., 2000). Une forte accumulation d’organoétains aurait des effets immunosuppresseurs en provoquant un dérèglement du système hormonal chez les buccins (Tester et Ellis, 1995). Ils sont soupçonnés d’avoir contribué à la mortalité massive observée chez le dauphin du Gange (Kannan et coll., 1997). Plusieurs études ont montré l’effet délétère du TBT sur les cellules du système immunitaire des mammifères (Tanabe, 1999; Nakata et coll., 2002; Nakanishi, 2007).

Les composés organobromés

Les organobromésNote de bas de page 12 sont des ignifugeants introduits dans bon nombre de produits manufacturés. Plusieurs congénères de polybromodiphényléthers (PBDE) se retrouvent dans les produits de consommation, groupés en trois formules commerciales, le penta, octa ou déca-BDE. Les inquiétudes soulevées par l’usage des PBDE sur la santé humaine et environnementale ont poussé à leur retrait des marchés européen et nord-américain (Ward et coll., 2008). Le Canada interdit désormais deux formules et restreint l’usage du déca-BDE. Les PBDE sont omniprésents dans l’environnement et bioaccumulables. De plus, ces composés sont extrêmement persistants, parfois plus que les organochlorés (de Boer et coll., 1998). Les principales sources de ces contaminants dans l’environnement sont sans doute l’élimination par incinération et par enfouissement des produits manufacturés qui les contiennent ainsi que les effluents des stations d’épuration municipales (Rahman et coll., 2001; Ross et coll., 2008). Dans l’environnement, les concentrations augmentent de façon exponentielle (De Wit, 2002; Ikonomou et coll., 2002). Les concentrations trouvées chez les bélugas entre 1997 et 1999 sont vingt fois supérieures à celles observées en 1988 et 1990 (Lebeuf et coll., 2004). Chez les femelles, ces concentrations ont atteint un plateau en 1999 suivi d’une diminution significative à compter de 2003 tandis que chez les mâles ces concentrations ont continué d’augmenter entre 2000 et 2007 mais à un taux beaucoup plus bas que lors de la période précédente (Lebeuf et coll., 2010). Les composés organobromés retrouvés dans la faune et les humains seraient des perturbateurs endocriniens, en particulier de la glande thyroïde, et auraient un potentiel cancérogène, mais les mécanismes derrière leur toxicité restent incertains (IPCS, 1994; Eriksson et coll., 2001; Hardy, 2002; McDonald, 2002; Lebeuf et coll., 2006; Ross et coll., 2008). Des études sur les souris ont montré leur influence néfaste sur le comportement et les capacités d’apprentissage (Branchi et coll., 2002; Branchi et coll., 2003).

Les composés perfluorés (CPF)

Les composés perfluorés sont des anti-adhésifs et des antitaches qui se retrouvent, entre autres, dans un grand nombre de produits domestiques. Le sulfonate de perfluorooctane (SPFO) est le composé perfluoré le plus important que l’on retrouve chez les mammifères et est celui ayant le plus fait l’objet d’étude (Giesy et Kannan, 2001; Hansen et coll., 2001; Kannan et coll., 2001a; Martin et coll., 2004). Les CPF possèdent les mêmes caractéristiques de persistance, de bioamplification et de bioaccumulation que les contaminants organochlorés et organobromés (Martin et coll., 2004). Volatils, ils sont omniprésents dans l’environnement malgré une réduction de la production (USEPA, 2002) du fait de leur résistance à de la dégradation biotique et abiotique. Le SPFO est désormais sur la liste de quasi-élimination de la Loi canadienne pour la protection de l’environnement. Les CPF proviennent de sources variées, des produits utilisés couramment et des dépotoirs. Le SPFO a été retrouvé à tous les niveaux de la chaîne alimentaire (pour une revue voir Houde et coll., 2006), y compris chez les mammifères marins (Kannan et coll., 2001b; Martin et coll., 2004) et le béluga du Saint-Laurent (Lebeuf, 2009). La toxicité des CPF est mal connue, mais des études sur des rats en laboratoire suggèrent qu’ils peuvent perturber le fonctionnement du foie et qu’ils ont un potentiel cancérogène (Upham et coll., 1998; Berthiaume et Wallace, 2002).

Les hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP)

Les hydrocarbures aromatiques polycycliques forment un vaste groupe de composés organiques dont l’élément le plus préoccupant pour l’environnement est le benzo-a-pyrène. Leur présence dans l’environnement résulte principalement de la combustion incomplète, naturelle ou anthropique, de la matière organique. Les bélugas du Saint-Laurent ont été particulièrement exposés aux HAP à cause des rejets des alumineries du Saguenay dans les eaux du fjord (Martel et coll., 1986; Smith et Levy, 1990; Laliberté, 1991). Cependant, ces dernières ont réduit de manière significative leurs rejets de HAP depuis 1988 et les concentrations ont diminué dans les sédiments du fjord du Saguenay (Smith et Levy, 1990). Les bélugas se nourrissent en partie en fouillant les sédiments pour trouver des invertébrés dans lesquels les HAP s’ accumulent (Dalcourt et coll., 1992; Ferguson et Chandler, 1998). De plus, le contact avec les sédiments peut être une source d’exposition supplémentaire. La présence faible ou nulle d’HAP dans les tissus prélevés de bélugas du Saint-Laurent, s’expliquerait par la dégradation rapide de ces composés non persistants (Béland et coll., 1992). Les métabolites du benzo-a-pyrène peuvent se lier à l’ADN pour former des adduits à l’ADN, pouvant mener à des mutations et au développement de lésions cancéreuses. Des adduits à l’ADN ont été détectés dans les tissus de bélugas du Saint-Laurent, confirmant leur exposition à des HAP génotoxiques (Ray et coll., 1991; Martineau et coll., 1994). La présence d’alumineries et le rejet important d’HAP dans l’environnement dans la région du Saguenay pourraient être liés au taux élevé d’incidence de cancer des bélugas, bien qu’un lien de cause à effet n’ait pas encore été prouvé (Martineau et coll., 2002a; Thériault et coll., 2002; Hammill et coll., 2003; Martineau et coll., 2003). Martineau et coll. (2002b) suggèrent qu’il existe un lien entre la présence d’HAP, la contamination des bélugas par ces contaminants et le taux de prévalence de cancers du système digestif anormalement élevé dans cette population. Des études sur la toxicité de mélanges complexes d’HAP, l’effet de synergie avec les autres contaminants et les agents pathogènes ainsi que le véritable taux d’exposition des bélugas aux HAP à travers leur alimentation et les sédiments seront nécessaires pour être en mesure de comprendre l’impact de ces contaminants sur la population du Saint-Laurent. Le programme des carcasses actuellement en place ne permet pas de doser les contaminants non persistants comme les HAP. Les tissus des spécimens échoués sont donc peu utiles et la caractérisation des contaminants toxiques non persistants doit être faite dans l’habitat et dans les proies du béluga. L’utilisation d’espèces sentinelles peut être utile pour faire un suivi de la contamination du milieu (Couillard, 2009).

Les pesticides d'usage courant

La plupart des pesticides utilisés de nos jours ont un faible potentiel de bioaccumulation et ne se retrouvent pas dans les graisses du béluga mais certains possèdent tout de même des effets toxiques et perturbateurs. L’atrazine est un herbicide couramment utilisé dans la culture du maïs, qui s’étend sur une bonne partie du bassin hydrographique du fleuve Saint-Laurent. Le fait que certaines de ces substances ne s'accumulent pas dans le béluga ne devrait pas mener à la conclusion qu'elles sont sans effets puisque l’atrazine possède une demie-vie assez longue dans les eaux de surface (Ulrich et coll., 1994; Schottler et Eisenreich, 1997). Le transport dans le bassin, l’impact sur l’écosystème fluvial et l’effet des sous-produits de la dégradation des pesticides utilisés aujourd’hui sont encore inconnus. Des concentrations de pesticides dépassant le critère pour la protection de la vie aquatique ont été décelées à l’embouchure de plusieurs tributaires du fleuve (Giroux et coll., 2006; Giroux, 2007). Cependant, les eaux du lac Ontario semblent être la source principale de pesticides dans le fleuve Saint-Laurent (Pham et coll., 2000). De très faibles concentrations d’atrazine ont des effets sur les systèmes reproducteur et endocrinien des humains et de plusieurs espèces animales (Colborn et coll., 1993).

Les métaux lourds

Nombreux sont les métaux présents de façon naturelle dans l’environnement mais dont la concentration et la distribution peuvent être modifiées par les processus industriels et ainsi devenir toxiques pour la faune et la flore. L’effluent de la station d’épuration de Montréal, qui traite 45% des eaux usées municipales du Québec, contribue à entre 1% et 5% de la charge totale en métaux lourds du fleuve Saint-Laurent, à l’exception de l’argent (Ag), pour lequel ce chiffre s’élève à 25% (Gobeil et coll., 2005). Une étude sur le plomb trouvé dans les sédiments de diverses stations situées le long du chenal laurentien, a révélé que celui-ci provenait de trois sources différentes : deux naturelles et une reliée à la pollution industrielle récente (Gobeil et coll., 1995). La source principale de mercure dans l’estuaire est l’érosion des berges et des sédiments du lit du fleuve, bien que les tributaires et la déposition atmosphérique contribuent également à la charge totale (Quémerais et coll., 1999). Par contre, dans le Saguenay, une source historique importante de mercure a été une usine de chloralcali qui a cessé ses opérations en 1978 (Couillard et Lebeuf, 2007). Depuis ce temps, le mercure persiste dans les sédiments profonds du Saguenay, ce qui a mené à une interdiction de la pêche au chalut. Même si certains apports anthropiques ont été ralentis, les métaux toxiques demeurent une source de contamination puisqu’ils ne sont pas biodégradables et peuvent se concentrer dans les sédiments. Dragage, circulation maritime et affaissements sous-marins favoriseraient alors leur remise en circulation. Le mercure, le plomb et le cadmium, particulièrement nocifs, pourraient nuire à l’efficacité des défenses immunitaires en ayant un effet perturbateur sur la multiplication des lymphocytes chez les mammifères (Wong et coll., 1992; Bernier et coll., 1995; De Guise et coll., 1996). Les effets d’une exposition chronique sur les mammifères marins sont peu connus mais les scientifiques les soupçonnent de contribuer à l’absence de rétablissement de la population de bélugas (De Guise et coll., 1996). La population de bélugas de l’estuaire du Saint-Laurent présente des taux de mercure et de plomb 2 à 15 fois plus élevés que chez les populations arctiques (Pêches et Océans Canada [MPO], 2002).

Autres contaminants

Plusieurs autres composés que l’on retrouve dans l’eau et les sédiments du fleuve Saint-Laurent possèdent un potentiel pour influencer le rétablissement du béluga. Dans les effluents des stations d’épuration municipales, on retrouve des résidus de détergents, de produits pharmaceutiques et d’autres contaminants variés, reconnus comme des perturbateurs endocriniens (Aravindakshan et coll., 2004b; de Montgolfier et coll., 2008). L’impact de ces composés sur les bélugas est inconnu, mais il semble qu’ils aient un potentiel pour s’accumuler dans la chaîne alimentaire (Aravindakshan et coll., 2004a). De plus, de nombreux nouveaux contaminants, tels que les nanoparticules et les composés phénoliques, sont introduits chaque année dans l’environnement. Leur effet sur les bélugas ou sur leurs proies sont pour l’instant inconnus.

Annexe 3. Effets sur d'autres espèces et sur l'écosystème

Treize espèces de cétacés fréquentent le Saint-Laurent, huit espèces de baleines à dents (odontocètes) et cinq espèces de baleines à fanons (mysticètes) (tableau 1). Les études réalisées dans le cadre de ce programme de rétablissement (par exemple, les études d’impact des activités anthropiques) et les mesures d’atténuation des menaces proposées (par exemple, les mesures restrictives pour les observateurs de baleines) seront donc également bénéfiques pour certaines de ces espèces de cétacés ainsi que pour les poissons et invertébrés fréquentant l’estuaire du Saint-Laurent. Comme le mentionnait l’équipe de rétablissement du béluga du Saint-Laurent dans le plan de rétablissement de 1995 (MPO et Fonds mondial pour la nature–World Wildlife Fund [WWF], 1995) : « Les actions proposées […] favoriseront non seulement le béluga, mais l’écosystème en général et la santé humaine en particulier. »

Tableau 1. Statut des espèces de mammifères marins fréquentant le Saint-Laurent évaluées par le Comité sur la situation des espèces en péril au Canada (COSEPAC).
Nom commun
(population)
Nom latinDernière évaluationDernière désignation du COSEPACStatut sous la Loi sur les espèces en péril (LEP)
Baleine à bec commune (Plateau néo-écossais)Hyperoodon ampullatusNovembre 2002En voie de disparitionEn voie de disparition
Baleine noire de l'Atlantique NordEubalaena glacialisMai 2003En voie de disparitionEn voie de disparition
Béluga
(estuaire du Saint-Laurent)
Delphinapterus leucasMai 2004MenacéeMenacée
Cachalot macrocéphalePhyseter macrocephalusAvril 1996Non en périlAucun statut
Dauphin à flancs blancs de l'AtlantiqueLagenorhynchus acutusAvril 1991Non en périlAucun statut
Dauphin à nez blancLagenorhynchus albirostrisAvril 1998Non en périlAucun statut
Épaulard
(Atlantique Nord-Ouest et est de l'Arctique)
Orcinus
orca
Novembre 2008PréoccupanteAucun statut
Globicéphale noirGlobicephala melasAvril 1994Non en périlAucun statut
Marsouin commun
(Atlantique Nord-Ouest)
Phocoena phocoenaAvril 2006PréoccupanteAucun statut
Petit rorqual de la sous-espèce de l'Atlantique NordBalaenoptera acutorostrataAvril 2006Non en périlAucun statut
Rorqual à bosse
(Atlantique Nord)
Megaptera novaeangliaeMai 2003Non en périlAucun statut
Rorqual bleu
(Atlantique)
Balaenoptera musculusMai 2002En voie de disparitionEn voie de disparition
Rorqual commun
(Atlantique)
Balaenoptera physalusMai 2005PréoccupantePréoccupante


Par contre, si la population de bélugas de l’estuaire du Saint-Laurent augmentait, des effets potentiellement négatifs pourraient se ressentir sur certains maillons de la chaîne alimentaire, principalement sur les proies des bélugas et sur leurs compétiteurs potentiels tels que les phoques. L’effectif visé est cependant inférieur de 30 % à l’effectif d’origine. À l’heure actuelle, il n’est pas possible de vérifier si les conditions environnementales seraient assez propices pour subvenir aux besoins d’une population de bélugas environ sept fois plus grande que celle observée actuellement.

Annexe 4. Références

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Notes de bas de page

Note de bas de page 11

Tributylétain (TBT), dibutylétain (DBT) et monobutylétain (MBT).

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Note de bas de page 12

Polybromodiphényléthers (PBDE), Tetrabromo-bisphénol-A (TBBP-A), Hexabromocyclododécane (HBCD).

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