Ontario

Afin de palier au manque de coordination et d’initiative en matière de surveillance biologique, le ministère de l’Environnement de l’Ontario, en partenariat avec l’INRE d’Environnement Canada, ont récemment jumelé leur expertise afin de mettre sur pied un imposant réseau de surveillance biologique. Inspiré des principes de partenariat, de libre- échange et de l’uniformisation des données, le réseau vise à couvrir l’ensemble des lacs, cours d’eau et zones humides à l’échelle provinciale. Les lois qui régissent la biosurveillance sur le territoire de l’Ontario sont la Loi sur les ressources en eau de l’Ontario et la Loi sur la protection environnementale de l’Ontario du gouvernement de l’Ontario. Quant à la qualité des eaux de surface, « l’objectif est d’assurer que … la qualité de l’eau est satisfaisante pour la vie aquatique… » (L.R.O. 1990, ch. O.40).

Le Réseau de surveillance biologique du benthos de l’Ontario (RSBBO) régit les activités liées au maintien de la qualité de l’eau et vise l’établissement d’un protocole standardisé, basé sur l’Approche des conditions de référence (Jones et al, 2005). Afin d’assurer la mise en œuvre à large échelle, l’uniformisation des approches locales et régionales, de manière à ce que les résultats soient comparables, est vitale. Bien que des directives, quant à la réglementation de l’hydrologie, soient émises sur le territoire ontarien, aucun critère biologique équivalent n’est formulé (Ontario, 1994).

Sélection des sites de référence

À la lumière des connaissances actuelles, aucun critère numérique n’est établi quant à la sélection des sites de référence. Dès que les analyses face aux paramètres environnementaux discriminant la structure des communautés benthiques seront peaufinées, l’établissement de seuils relatifs sera entamé (Jones et al, 2005). Or, certains paramètres doivent faire l’objet de la sélection des sites potentiellement de référence. Notons la contamination ponctuelle, la végétation riveraine, le pourcentage du milieu forestier du bassin de captage, la perturbation de l’habitat aquatique, l’urbanisation, la

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présence de terres agricoles, l’acidification anthropique des plans d’eau, les caractéristiques chimiques de l’eau et la régulation du niveau de l’eau.

Analyse multivariée

L’approche standardisée retenue par le RSSBO se résume en quatre grandes étapes clés. L’étape première consiste à dresser un aperçu des conditions biologiques à l’aide d’une série d’indices et de paramètres biologiques. Les paramètres employés par le Réseau s’inspirent des indices biologiques recommandés dans l’EPA Rapid Assessment Protocol des États-Unis, et figurent à l’annexe 3. Au minimum, l’approche standardisée vise le calcul de la richesse taxonomique, le % d’oligochètes, le % d’EPT, le % de chironomides, le % d’insectes, et le % du taxon dominant (Jones et al., 2004).

L’approche multivariée vise ensuite à associer, à l’aide des variables de niches, les sites tests au groupe de référence préalablement établis. Les variables de niches diffèrent des critères de sélection des sites de référence et réfèrent aux caractéristiques naturelles, habituellement physiographiques, qui influencent la structure des communautés benthiques (Jones et al., 2004). De fait, les variables niches expliquent les différences significatives entre les conditions biologiques des divers groupes et permettent leur discrimination. Les variables de niches corroborent ainsi la structure des communautés biologiques observée (Jones et al., 2004).

La fourchette normale, sous forme de critères biologiques numériques, dérive explicitement des indices biologiques mesurés aux sites de référence. Le percentile critique pour chaque métrique est d’abord mesuré en raison de la réponse spécifique de ces dernières aux diverses perturbations dans le milieu. Ainsi, en ce qui a trait aux métriques diminuant en fonction du gradient environnemental, les valeurs inférieures au 0,1e percentile sont considérées extrêmes, tandis que les valeurs intermédiaires au 0,1e percentile et 5e percentile sont atypiques. À l’opposé, le 99,9e percentile et le 95e percentile sont employés pour les métriques qui augmentent face à la présence d’un agent stressant dans le milieu (Jones et al., 2004).

D’emblée, la fourchette normale pour tous les indices biologiques est mesurée en regard de l’écart type des données (figure 4.23). Les indices sont alors normalisés de sorte à obtenir une valeur moyenne de 0 et un écart type de un. À ce stade, la surface sous la courbe représente 68 % des sites de référence. La fourchette normale, mesurée de façon

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arbitraire, représente la surface sous la courbe limitée par la moyenne +/- deux d’écarts types, et renferme 95 % des indices biologiques calculés aux sites de référence. Les variables se situant à l’extérieur de la fourchette normale, soit le 5 % restants, sont considérées atypiques relativement à la majorité des sites de référence. La fourchette normale est alors définie comme étant la gamme des valeurs qui englobe 95 % des variables issues des sites de référence (Jones et al., 2004).

Par ailleurs, en ce qui a trait aux variables normales, soient les indices biologiques normalement distribués sur l’ensemble des sites de référence, la moyenne +/- trois écarts types, incluant 99,9 % des sites de référence, est employée. En ce sens, les valeurs des indices biologiques exclues, représentent des valeurs extrêmes (Jones et al., 2004).

Figure 4.23 Courbe standard normalisée illustrant la fourchette normale. Tirée de Jones et al., 2004, p. 47.

L’étape ultime consiste à vérifier l’hypothèse que le site test se trouve à l’intérieur de la fourchette normale établie. Le RSSBO sous-entend que l’établissement d’une fourchette normale, pour chaque indice biologique mesuré, facilite l’interprétation de la santé biologique des cours d’eau (Jones et al., 2005). Également, l’approche prisée par le RSSBO est caractérisée par un seuil de sélection normalisé étroitement associé à un taux d’erreur prévu (Jones et al., 2004). Tel que le modèle BEAST, l’approche multivariée du RSSBO ne permet pas d’identifier les différents nivaux de dégradation parmi les sites altérés (Wright et al., 2000). En ce sens, la fourchette normale référant aux critères

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biologiques numériques permet uniquement d’identifier la présence d’un stress, le cas échéant.