OUTIL DIAGNOSTIQUE DÉCRIVANT LA QUALITÉ DE L’HABITAT DE L’OMBLE DE FONTAINE EN RIVIÈRE AU QUÉBEC - PHASE I :
Revue de la documentation et choix des variables
par Jean Therrien
et
Stephanie Lachance
Ministère de l’Environnement et de la Faune Mai 1997
THERRIEN, J. et S. LACHANCE. 1997. Outil diagnostique décrivant la qualité de l’habitat de l’omble de fontaine en rivière au Québec - Phase I : Revue de la documentation et choix des variables. Ministère de l’Environnement et de la Faune, Direction de la faune et des habitats. 63 p.
Dépôt légal - Bibliothèque nationale du Québec, 1999 ISBN : 2-550-34586-X
AVANT-PROPOS
Le Gouvernement provincial a instauré, en 1991, un projet de développement de la gestion intégrée des ressources (GIR). Ce projet, mis de l’avant conjointement par le ministère de l’Environnement et de la Faune (MEF) et celui des Ressources naturelles (MRN), vise à favoriser une meilleure planification et coordination de la gestion des ressources renouvelables du Québec. Il a pour but d’élaborer des modèles et des outils d’analyse qui considèrent les aspects socio-économiques et environnementaux dans la prise de décision concernant l’exploitation des ressources forestière, faunique, hydrique et paysagère. Il comporte différents travaux de recherche portant notamment sur les écosystèmes aquatiques. La présente étude s’inscrit dans le cadre de ces travaux dont l’un des objectifs consiste à déterminer la disponibilité et la valeur des habitats pour différentes espèces de poissons.
Parmi les autres travaux amorcés dans le cadre du projet GIR et portant sur l’habitat de l’omble de fontaine, on peut mentionner, entre autres, l’analyse de la dynamique de population de l’omble de fontaine dans la rivière Montmorency et l’analyse des données d’exploitation de l’omble de fontaine en relation avec les interventions forestières dans les réserves fauniques Mastigouche et des Laurentides. Les résultats de ces études seront disponibles en 1998.
ÉQUIPE DE RÉALISATION
Ministère de l’Environnement et de la Faune
• Responsable de l’étude Pierre Bérubé, biologiste M.Sc.1
• Chargée de projet
− rédaction Stephanie Lachance, biologiste
M.Sc.1
• Collaborateurs
− expertise scientifique Pierre Dulude, biologiste2 Jacques Dupont, analyste du milieu
aquatique M.Sc.3
− graphisme Jean Berthiaume1
− révision linguistique Jacinthe Bouchard1
− traitement de texte Lise Nadeau1
Groupe conseil Génivar inc.
• Directeur de projet Richard Lalumière, biologiste M.Sc.4
• Chargé de projet
− rédaction Jean Therrien, biologiste4
• Collaborateurs
− traitement de texte Michèle Métivier4
− graphisme Johanne Boulanger4
________________________________
1 Ministère de l’Environnement et de la Faune, Direction de la faune et des habitats, 150 boul.
René-Lévesque Est, 5e étage, Québec (Québec) G1R 4Y1.
2 Ministère de l’Environnement et de la Faune, Direction régionale de Québec, Service de l’aménagement et de l’exploitation de la faune, 9530 de la Faune, Case postale 7200, Charlesbourg (Québec) G1G 5H9.
3 Ministère de l’Environnement et de la Faune, Direction des écosystèmes aquatiques, Édifice Marie-Guyart, 7e étage, 675 boul. René-Lévesque Est, Québec (Québec) G1R 5V7.
4 Groupe conseil Génivar inc., 5355 boul. des Gradins, Québec (Québec) G2J 1C8.
TABLE DES MATIÈRES
Page
AVANT-PROPOS... iii
ÉQUIPE DE RÉALISATION...v
TABLE DES MATIÈRES ...vii
LISTE DES FIGURES ...ix
LISTE DES ANNEXES ...xi
1. INTRODUCTION ...1
2. CADRE D’ANALYSE ET OBJECTIFS...4
3. CHOIX DES VARIABLES ...5
3.1. Sensibilité aux eaux acides ...7
3.2. Température maximale estivale de l’eau ...9
3.3. Proportion de fosses...11
3.4. Qualité du substrat dans les frayères...12
3.5. Présence d’autres espèces ichtyologiques...14
4. ÉVALUATION DES VARIABLES...19
4.1. Analyse sommaire ...20
4.1.1. Sensibilité aux eaux acides ...20
4.1.2. Température maximale estivale de l’eau ...21
4.1.3. Proportion de fosses...21
4.1.4. Qualité du substrat dans les frayères potentielles ...21
4.1.5. Présence d’autres espèces ichtyologiques...22
4.2. Analyse détaillée...22
4.2.1. Sensibilité aux eaux acides et qualité sommaire de l’eau...23
4.2.2. Classe thermique du cours d’eau ...23
4.2.3. Proportion de fosses...24
4.2.4. Qualité du substrat dans les frayères potentielles ...26
4.2.5. Présence d’autres espèces ichtyologiques...27
5. OUTIL DIAGNOSTIQUE...28
6. CONCLUSION ET RECOMMANDATIONS...30
RÉFÉRENCES BIBLIOGRAPHIQUES ...39
ANNEXES MÉTHODOLOGIQUES...50
LISTE DES FIGURES
Page
Figure 1. Variabilité spatiale du pH et localisation des zones à risque pour les
populations de poissons ... 33 Figure 2. Variabilité spatiale des concentrations d’aluminium filtré et dommages
potentiels aux populations de poissons... 34 Figure 3. Variabilité spatiale des concentrations de calcium et sensibilité relative des
lacs du sud québécois... 35 Figure 4. Indice de qualité (I.Q.) de l’habitat pour la sensibilité des eaux à l’acidité... 36 Figure 5. Indice de qualité (I.Q.) de l’habitat pour la température maximale estivale
de l’eau... 36 Figure 6. Indice de qualité (I.Q.) de l’habitat pour la superficie relative des fosses sur
l’ensemble du cours d’eau en étiage estival... 36 Figure 7. Indice de qualité (I.Q.) de l’habitat pour la qualité du substrat dans les
frayères potentielles, en fonction de la proportion de sédiments fins associée à la superficie relative des routes dans le bassin versant du cours d’eau... 37 Figure 8. Indice de qualité (I.Q.) de l’habitat pour la présence d’autres espèces
ichtyologiques... 37 Figure 9. Indice de qualité (I.Q.) de l’habitat pour la sensibilité à l’acidité et la qualité
de l’eau d’après le nomogramme de Bérubé et Dupont (1994) ... 37 Figure 10. Indice de qualité (I.Q.) de l’habitat pour la classe thermique du cours d’eau
selon le nomogramme de classification adapté de Stone et Jones (1996) ... 38 Figure 11. Indice de qualité (I.Q.) de l’habitat pour la qualité du substrat de fraie
potentiel en fonction de l’indice de fredle (Lotspeich et Everest, 1979) ... 38
LISTE DES ANNEXES
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Annexe 1. Photo-interprétation...51 Annexe 2. Nomogramme de classification de l’acidification des cours d’eau ...53 Annexe 3. Nomogramme de classification thermique des cours d’eau ...57 Annexe 4. Échantillonnage par station: superficie, nombre et espacement des
stations...61 Annexe 5. Analyse granulométrique...63
1. INTRODUCTION
À l’échelle mondiale, la régularisation et la détérioration des eaux des rivières exercent des impacts sur la qualité et la quantité des habitats aquatiques et riverains et, par conséquent, sur les communautés ichtyologiques et la dynamique des populations de poissons (Benke, 1990 in Freeman et Freeman, 1994). Les pertes d’habitats sont un des facteurs primordiaux du déclin de populations d'espèces indigènes en Amérique du Nord (Williams et al., 1989 in Freeman et Freeman, 1994).
Dans la foulée de la Stratégie mondiale de la conservation, le Québec s’est doté d’un projet de développement de la gestion intégrée des ressources renouvelables (forêt, faune et eau), lequel prend aussi en considération la protection du paysage (Gouvernement du Québec, 1991). Un de ses objectifs fauniques consiste à déterminer la disponibilité et la valeur des habitats pour différentes espèces.
L’omble de fontaine (Salvelinus fontinalis) est l’espèce la plus récoltée par la pêche sportive au Québec (MPO, 1994). Bien qu’il ait fait l’objet de nombreuses recherches dans la province, la majorité de ces travaux ont porté sur les populations lacustres. En effet, l’habitat et la biologie de l’omble de fontaine en rivière sont peu connus sur le territoire québécois. Or, les gestionnaires de cette ressource halieutique en rivière doivent occasion- nellement évaluer l'impact, sur celle-ci, de projets de développement ou d'exploitation, de sources de pollution ou d'aménagements visant sa conservation ou sa mise en valeur. Pour y arriver, ils disposent de moyens nécessitant un effort d'échantillonnage majeur comme les estimations de biomasse par électropêche ou par la technique de marquage-recapture. Ces méthodes sont particulièrement onéreuses, tant en ressources humaines que financières.
Certains outils ont été développés aux États-Unis et dans d’autres provinces canadiennes, sous la forme d’indice de la qualité de l’habitat (IQH), mais ils ne peuvent être utilisés au Québec en raison de leur spécificité locale. En effet, la validation de ces indices a démontré qu’il existe une très forte variabilité spatiale dans les évaluations qu’ils produisent et dans
l’influence relative de chacune des variables qui les composent, ce qui empêche leur exportation hors des régions où ils ont été mis au point (Bowlby et Roff, 1986; Fausch et al., 1988; Shirvell, 1989; Schmitt et al. 1993). Une forte variabilité interannuelle a même été mise en évidence pour une même rivière (Schmitt et al., 1993).
Le seul outil simple permettant d’évaluer la capacité de production et de récolte de l’omble de fontaine en rivière disponible au Québec est un logiciel, Potsafo version 1.1, qui se base sur les caractéristiques physiques de la rivière mises en relation avec des données de dynamique des populations réelles ou théoriques (Bérubé et Therrien, 1994). Cet outil est actuellement au stade d’essai et nécessite une validation in situ avant de pouvoir être utilisé in extenso. De plus, il présente deux contraintes majeures : l’évaluation s’appuie principalement sur le type de faciès d’écoulement (rapide, seuil, bassin, etc.) ainsi que sur la granulométrie du substrat (sable, caillou, gravier etc.) et il est calibré principalement pour les stades juvéniles. Malgré la mise en garde émise par les auteurs du logiciel à propos de la validation qui reste à faire, il a déjà été utilisé à plusieurs reprises, notamment dans le contexte d’évaluation d’impacts. Cela démontre le besoin qui existe pour un tel outil.
Dans le contexte du projet de développement de la gestion intégrée des ressources (GIR) et des mandats qui incombent à la Direction de la faune et des habitats, le ministère de l’Environnement et de la Faune (MEF) a jugé opportun de mettre au point un outil complé- mentaire qui serait plus performant pour le stade adulte et qui s’appuierait sur les variables jugées les plus déterminantes pour le Québec, parmi l’ensemble de celles utilisées dans les modèles existants. La revue des nombreux IQH utilisés en Amérique du Nord démontre qu’il existe, en plus du faciès et du substrat, d’autres variables omniprésentes dans la majorité des modèles déjà mis au point (Binns et Eiserman, 1979; Raleigh, 1982; Bowlby et Roff, 1986; Lanka et al., 1987; Bozek et Rahel, 1991; Modde et al., 1991; Schmitt et al., 1993; Stoneman et al., 1996).
Un tel outil pourrait servir, entre autres, à :
• évaluer la perte de production halieutique lors de projets ou d’incidents qui entraîneraient une perturbation des habitats à omble de fontaine en rivière. Ce type d’information est requise en vertu de la Loi sur la conservation et la mise en valeur de la faune du Québec et de la Loi sur les pêches du Canada;
• faciliter la gestion intégrée des ressources en ce qui a trait à l’exploitation forestière dans une région où il y a un potentiel de production d’omble de fontaine en rivière;
• accorder la priorité à certains cours d’eau lors de projets de mise en valeur de la production de l’omble de fontaine afin d’optimiser la rentabilité des investissements con- sentis.
Le présent document couvre la phase I de ce projet, soit effectuer une revue de la docu- mentation disponible et choisir les variables jugées pertinentes. Il explique comment le choix des variables a été effectué en fonction des objectifs visés, décrit chacune des varia- bles retenues et identifie les activités requises pour valider l’outil avant de pouvoir l’utiliser.
Cette étape de validation constituera la seconde phase du projet et mènera à la production d’un outil souple utilisable dans l’ensemble de la province.
2. CADRE D’ANALYSE ET OBJECTIFS
L'outil diagnostique proposé évalue la qualité des cours d'eau pour la production d'omble de fontaine. Il est constitué de variables choisies pour décrire les caractéristiques biophysiques les plus représentatives pour l’espèce et autant que possible, les plus facilement récoltables sur le terrain, dans un minimum de temps. La simplicité de l'outil et sa facilité d’application sont essentielles pour qu'il soit utile, particulièrement pour les gestionnaires de la ressource qui ont fréquemment à fournir une évaluation dans un délai extrêmement court.
L'outil est conçu pour refléter les réalités climatiques, hydrologiques, géomorphologiques et biologiques du Québec, ainsi que leur variabilité régionale. Il ne s’applique qu’aux popu- lations d'omble de fontaine du Québec méridional, au sud du 51e parallèle, qui résident en rivière pour toute la durée de leur cycle vital.
L’analyse d’une rivière peut être sommaire ou détaillée selon l’objectif visé. L’analyse sommaire permet d’apprécier grossièrement la qualité d’un cours d'eau, à peu de frais, sans recourir à de l'échantillonnage sur le terrain. Elle fournit une précision suffisante pour effectuer une présélection de cours d'eau dans un contexte de mise en valeur. Elle constitue également un pré-échantillonnage si une évaluation plus poussée est requise, par exemple lorsqu’une mesure d'atténuation ou de compensation est requise à la suite d'une intervention limitante pour la ressource ichtyologique. Enfin, elle demeure le seul recours pour évaluer rapidement les dommages causés par une perturbation majeure, qu'elle soit d’origine naturelle ou anthropique.
L’analyse détaillée est plus complète et fournit un portrait qui rend compte autant du macro- habitat que du microhabitat. Ce type d’intégration optimise les informations recueillies (Bozek et Rahel, 1991). Elle requiert un échantillonnage sur le terrain pendant quelques jours. La réponse fournie est plus représentative et permet de préciser davantage le potentiel de production et, surtout, les facteurs le limitant.
3. CHOIX DES VARIABLES
Le choix des variables à évaluer est basé sur leur représentativité à l'égard des besoins fondamentaux de l'omble de fontaine, soit la survie, la croissance et la reproduction. L’outil s’appuie sur la notion de facteur limitant, c’est-à-dire que seules les variables pouvant restreindre significativement la production de l’omble de fontaine ont été retenues. De plus, certains principes ont guidé le choix des variables à sélectionner. La priorité a donc été accordée aux variables:
• permettant d'intégrer l'effet cumulé de plusieurs facteurs;
• simples et rapides à mesurer d’une manière objective;
• présentant peu de variabilité spatiale ou temporelle;
• applicables à la majorité des cours d’eau à omble de fontaine du Québec méridional.
En fonction de ces critères, le choix des variables est le suivant :
• sensibilité aux eaux acides qui peut être couplée, pour l’analyse détaillée, à une évaluation sommaire de la qualité de l’eau;
• température maximale estivale de l’eau ou classe thermique du cours d’eau;
• proportion de fosses;
• qualité du substrat dans les frayères potentielles;
• présence d’autres espèces ichtyologiques;
Le choix de chacune des variables est justifié dans les sections suivantes. Les variables retenues dans le cadre de l’analyse sommaire et de l’analyse détaillée sont les mêmes, mais la manière de les mesurer peut différer.
En raison de ces mêmes critères de sélection, certaines variables utilisées dans les IQH ou d’autres modèles d'habitat n'ont pas été retenues. Citons, entre autres :
• des descripteurs biophysiques comme le couvert végétal, l'altitude, la pente, le débit;
• des variables indicatrices de la productivité du cours d'eau, telles la biomasse ou la diversité d'insectes benthiques, la concentration en phosphore ou en chlorophylle a, la production périphytique etc.;
• ainsi que certains descripteurs de la qualité physico-chimique de l’eau tels l’oxygène dissous, la turbidité, la conductivité, etc.
Parmi ces variables, la plus fréquemment utilisée est le couvert végétal et elle n’a pas été retenue pour les motifs suivants :
• il est difficile de procéder à une évaluation objective et rapide de cette variable;
• son influence diminue pour les cours d’eau de grandes dimensions (Raleigh, 1982);
• son influence est positive pour l’alimentation, les abris et la température lorsqu’il est suffisant mais peut devenir négative pour la production primaire et la température s’il est trop élevé (Raleigh, 1982);
• la détermination d’une cote associée aux mesures est arbitraire et très variable dans les modèles consultés;
• il est indirectement pris en compte par deux autres variables. Par celle décrivant la qualité du substrat de fraie, en considérant qu’un couvert végétal insuffisant aura des répercussions sur la stabilité des rives, ce qui se traduit par une plus grande proportion de sédiments fins dans le lit du cours d’eau. Ainsi que par celle associée à la température maximale estivale de l’eau ou à la classe thermique du cours d’eau, les berges dénudées favorisant un rehaussement de la température de l’eau.
Il existe une autre variable qui aurait permis de cumuler l’effet de la couverture végétale et de la stabilité sédimentaire du cours d’eau. Il s’agit d’un indice de coupe forestière déve- loppé pour permettre d’intégrer l’effet synergique des apports de particules fines et du régime hydrique (Bérubé et Lévesque, 1996), lesquels influencent la stabilité sédimentaire d’un cours d’eau. En effet, la coupe forestière provoque généralement un lessivage du sol dans le bassin versant, ce qui met en suspension des sédiments fins dans le cours d’eau (plusieurs auteurs in Bérubé et Lévesque, 1996). D’ailleurs, des diminutions du taux d’émergence d’alevins de salmonidés ont été rapportées à la suite de coupes forestières (Cederholm et Reid, 1987; Scrivener et Brownlee, 1989; Heede, 1991; Hicks et al., 1991).
Les avantages de cet indice sont qu’il ne nécessite pas de travaux de terrain et qu’il est
significativement lié aux rendements de pêche. Toutefois, il a été mis au point uniquement pour les lacs et ne peut être utilisé sous sa forme actuelle pour les cours d’eau.
Enfin, soulignons que la documentation scientifique a été inventoriée afin de vérifier si la superficie minimale d’habitat de fraie nécessaire dans un cours d’eau avait été calculée pour les salmonidés. À ce jour, il n’en est rien. Cette variable serait évidemment une composante très pertinente pour le présent outil.
3.1. Sensibilité aux eaux acides
Selon Schindler (1988), les mortalités massives de poissons et le déclin des pêcheries à salmonidés sont des preuves des dommages écologiques résultant de précipitations acides.
Au Québec, Richard (1986) ainsi que Tremblay et Richard (1993) ont démontré que les précipitations acides sont responsables de la disparition de plusieurs milliers de populations de diverses espèces de poissons, dont l’omble de fontaine. D’après une étude récente traçant l’évolution du niveau d’acidité des eaux de surface du Québec, il semble que la récupération des plans d’eau soit d’une ampleur moindre que celle prévue lors de la mise en place du contrôle des émissions atmosphériques (Bouchard, 1996).
De plus, bien que les émissions d’oxydes de soufre diminuent, celles d’oxydes d’azote ne sont pas en régression. Des études récentes aux États-Unis indiquent que ces produits ne sont pas assimilés par des processus biologiques et s’accumulent dans le milieu jusqu’à saturation, ce qui entraîne une recirculation de nitrates. Ainsi, à long terme, il y aura deux sources d’oxydes d’azote, l’une atmosphérique et l’autre issue de la recirculation, ce qui augmentera sensiblement leur capacité acidifiante. Il est ainsi fort probable que nombreux cours d’eau subiront encore une dégradation chimique et biologique due aux précipitations acides (Menendez et al., 1996). D’ailleurs, des simulations réalisées pour certaines régions américaines permettent d’estimer que le nombre de plans d’eau acidifiés pourrait doubler (J.
Dupont, MEF, comm. pers. 1997).
Les quelques études approfondies effectuées en milieu lotique tendent à démonter que les organismes (benthos et poissons) vivant en rivière sont encore plus sensibles à l’impact des conditions acides que ceux habitant en lac (Schindler, 1988). En effet, les milieux aquati- ques à taux élevé de renouvellement d’eau, comme les rivières, sont particulièrement sen- sibles en raison :
• d’un faible potentiel d’accroissement de leur capacité de neutralisation des eaux par des processus biologiques;
• de l’absence de refuge physico-chimique rapidement accessible puisque la qualité de l’eau est quasi homogène pour un segment donné. En effet, des épisodes acides (pH <
5,2) entraînent la migration de l’omble de fontaine vers des zones de refuge physico-chi- miques et les ruisseaux qui subissent ces épisodes présentent des biomasses et des densités d’omble plus faibles que ceux qui en sont exempts (Baker et al., 1996);
• de la dilution du calcium lors de la fonte des neiges qui augmente la sensibilité à l’acidité et à l’aluminium (Gunn, 1986; Schindler, 1988; Mount et al., 1990).
La problématique entourant l’acidité des eaux est complexe puisqu’il est nécessaire de tenir compte non seulement du pH, mais aussi des concentrations en métaux biodisponibles, particulièrement l’aluminium, en calcium et en carbone organique dissous qui peuvent moduler l’impact de l’effet acide. Enfin, il faut aussi considérer la résistance génétique des poissons à ce genre de stress.
Chez l’omble de fontaine, les principaux mécanismes physiologiques qui peuvent être altérés par les conditions acides sont la respiration et la régulation ionique (Mount et al., 1988a; Wood et al., 1990). Dans des conditions sub-létales, la croissance peut être ralentie, entraînant des répercussions négatives sur la fécondité des femelles (Tam et Payson, 1986;
Mount et al. 1988b). Les effets sub-létaux des conditions acides ont été indirectement démontrés lorsque le chaulage de rivières au Massachusetts (Simmons et al., 1996) et en Nouvelle-Écosse (Lacroix, 1996) a permis d’augmenter la densité et de rééquilibrer la structure d’âge de leurs populations d’omble de fontaine.
L’omble de fontaine adulte est relativement résistant à des conditions acides (Leclerc et al., 1984). Par contre, les premiers stades de vie sont particulièrement sensibles (Leclerc et al., 1984; Gunn, 1986; Gloss et al., 1989). Au Québec, dans les milieux aquatiques du bouclier canadien, les oeufs et les alevins vésiculés d’omble de fontaine sont partiellement protégés puisque les nids sont souvent construits près de résurgences d’eaux souterraines (Curry et al., 1995; Curry et Noakes, 1995). Ces résurgences offrent une plus grande stabilité physico-chimique que les eaux de surface et sont plus minéralisées, ce qui diminue l’acidité des eaux (Gunn, 1986). Par contre, l’épisode acide majeur qui survient à la fonte des neiges peut coïncider avec l’émergence des alevins (Curry et al., 1991; Snucins et al., 1992).
L’impact détecté lors de conditions très limitantes est une modification rapide dans la structure de la population. En effet, il ne semble pas y avoir de diminution progressive de l’effectif dans une population d’omble de fontaine exposée à des eaux très acides. Lorsque les conditions dépassent le seuil critique, la disparition est rapide (Beggs et Gunn, 1986).
Comme le déclin semble être lié surtout à un échec total du recrutement, il se produit la plupart du temps sur une période de 3 à 6 ans, soit la durée de vie d’une cohorte pour les populations du Québec méridional. Pendant cette période, les captures sont caractérisées par une abondance progressivement plus faible, un poids moyen des captures de plus en plus élevé et l’absence de juvéniles.
La sensibilité aux eaux acides constitue donc un facteur pouvant limiter la qualité de l’habitat pour l’omble de fontaine et, à cet effet, le choc acide printanier est particulièrement visé. Les variables mesurables retenues sont celles reconnues pour avoir un impact négatif marqué sur le recrutement de l’omble de fontaine, lorsqu’elles agissent en synergie, soit : pH < 5,2; [Ca2+] < 2 mg/L; et [Al2+ filtré] >200 µg/L (Tremblay, 1991).
3.2. Température maximale estivale de l’eau
Chaque espèce de poisson a une zone de tolérance thermique lui permettant de compléter son cycle vital. Des températures létales inférieure et supérieure ont été mesurées en labo- ratoire, au-delà desquelles le poisson ne peut survivre. Pour une espèce donnée, elles varient
selon les études en raison de l’acclimatation des poissons qui permet de repousser parfois ces limites et aussi selon le stade de vie du poisson. Ces contraintes ont influencé la répartition géographique naturelle des espèces. Celle de l’omble de fontaine ne semble circonscrite que par une limite supérieure de température (plusieurs auteurs in Raleigh, 1982), laquelle survient en période estivale au Québec.
La température maximale estivale de l’eau atteinte dans une rivière est un critère de classi- fication permettant de déterminer si ce milieu peut soutenir une population d’omble de fontaine (Barton et al. , 1985). L’habitat estival de cette espèce peut donc être restreint par cette barrière. Incidemment, pour les populations lacustres d’omble de fontaine, il semble qu’un des facteurs influençant la durée du séjour, parfois au-delà d’une année, des alevins dans les tributaires soit la température plus froide des ruisseaux (Drake et Taylor, 1996;
Curry et al., 1997).
Le réchauffement climatique de la planète pourrait accroître l’impact de ce facteur limitant dans les années à venir. Selon le modèle du Goddard Institute for Space Studies, une augmentation de la température estivale de l’air de l’ordre de 4°C est anticipée sur une période de 50 à 100 ans (Smith, 1989 in Meisner, 1990; Hengeveld, 1990). D’après des simulations effectuées pour le Wyoming et l’Ontario, une telle hausse entraînerait une perte d’habitat estival pour les salmonidés, incluant l’omble de fontaine, de l’ordre de 30% à 50 % (Meisner, 1990; Keleher et Rahel, 1996).
La température maximale estivale a été fréquemment utilisée dans d'autres modèles d’habitat pour l’omble de fontaine (Binns et Eiserman, 1979; Bowlby et Roff, 1986;
Stoneman et al., 1996). La limite serait de 24ºC selon plusieurs auteurs tel que rapporté par Power (1980) et Raleigh (1982).
Par ailleurs, il existe une fourchette de températures optimales pour la croissance de l’espèce. La valeur maximale évaluée par Fry et al. (1946 in Power, 1980), 20ºC, est simi- laire aux valeurs obtenues par Mullen (1958 in Raleigh, 1982), Hokanson et al. (1973 in
Power, 1980), puis Cherry et al. (1975,1977 in Power, 1980). La valeur minimale de cette fourchette est de 11ºC et correspond à la valeur minimale proposée par Hokanson et al.
(1973 in Power, 1980), qui est similaire à celle obtenue par Baldwin (1951 in Raleigh, 1982).
Enfin, si l’espèce survit à la température minimale de 0ºC en eau douce (Power, 1980), les conditions de très faibles températures deviennent limitantes si elles surviennent en période estivale parce qu’elles inhibent l’alimentation et la croissance (Chiasson et al., 1990).
3.3. Proportion de fosses
Il est reconnu que les fosses représentent le microhabitat de prédilection de l’omble de fontaine en rivière (Raleigh, 1982; Chiasson et al., 1990; Stoneman et al., 1996). Le ratio entre la quantité de rapides et de fosses considéré comme optimal par les professionnels oeuvrant en aménagement est de 1:1 (Raleigh, 1982; Paquet, 1983; J. Boivin et P. Dulude, MEF, comm. pers. 1996). De plus, il importe qu’il y ait une alternance régulière entre les deux types de faciès (Alexander et Hansen, 1986). Dans les rivières à méandres naturels, l’alternance entre les divers types de faciès se fait à une fréquence moyenne de 5 à 7 lar- geurs de rivière (O’Neill et Abrahams, 1984).
La valeur des rapides est surtout associée aux sites de reproduction et d’alevinage offerts et à la production d’une source de nourriture primordiale, les invertébrés benthiques (White et Brynildson, 1967; Brown et Brussock, 1991). Celle des fosses est plutôt liée à l’habitat physique offrant une aire de repos, un abri, un couvert, un refuge hivernal ou un site d’alimentation à partir de la dérive benthique (Raleigh, 1982; Bowlby et Roff, 1986; Cunjak et Power, 1986; Chisolm et al., 1987; Stoneman et al., 1996).
Les fosses ont été classées selon des critères de qualité pour le poisson (Platts, 1979;
Raleigh, 1982; Stoneman et al., 1996). Les plus grandes en superficie sont jugées optimales lorsqu’elles ont une profondeur adéquate (> 0,5 m), présentent une circulation d’eau et offrent un couvert abondant sous forme de végétation surplombante, d’ombre, de turbu-
lence, de gros débris etc. Ce type de classification a servi à décrire cette variable (voir sec- tion 4.3).
3.4. Qualité du substrat dans les frayères
L’abondance, la qualité et l’accessibilité des habitats de fraie limitent fréquemment la capa- cité de recrutement d’une population. Ce serait particulièrement le cas pour l’omble de fontaine (Webster, 1962; Hunt, 1988; Benoît et Lachance, 1989; Paquet et Legault, 1992;
Craig et Dulude, 1995; Schofield et Keleher, 1996; J. Boivin et P. Dulude, MEF, comm.
pers. 1996).
La caractéristique première déterminant le choix d’un site de fraie chez l’omble de fontaine semble être la présence de résurgences, peu importe la nature du substrat en place (Webster et Eiriksdottir, 1976; Fraser, 1985; Witzel et MacCrimmon, 1983a; Curry et Noakes, 1995).
Par contre, comme la présence de ces résurgences est difficilement détectable de façon pratique sur le terrain (R.A. Curry, comm. pers., 1996), le critère retenu comme indicateur de la qualité des sites de fraie potentiels est le substrat.
En effet, une fraction élevée de substrats fins est jugée limitante pour l'émergence des ale- vins (Tappel, 1981; Tappel et Bjornn, 1983; DeGraaf et Bain, 1986; Morantz et al., 1987;
Gibson, 1990; Scruton et Gibson, 1993). Les sédiments peuvent bloquer la circulation d’eau autour des oeufs, causant leur suffocation, ou encore créent une couche compacte sur les frayères, que les alevins ne peuvent traverser (Waters, 1995).
Le seuil le plus fréquemment mentionné est d’environ 15 % pour plusieurs espèces de saumon (Peterson et Metcalfe, 1981; Raleigh et al., 1982; Raleigh et Nelson, 1985). Pour l’omble de fontaine, un substrat composé de gravier d’un diamètre supérieur à 9,2 mm et présentant une proportion de sable (diamètre de 1 à 2 mm) inférieure à 20 % maximiserait la survie des oeufs et des alevins (Witzel et MacCrimmon, 1983b). Par ailleurs, les biolo- gistes du MEF oeuvrant dans le milieu aquatique considèrent qu’un mélange de gravier dont
le diamètre des particules varie de 9 à 50 mm est optimal pour l’aménagement de frayères (Paquet et Legault, 1992).
Des auteurs ont démontré qu'il y avait une corrélation entre la moyenne géométrique du diamètre des particules (Dg) et le taux de survie des oeufs de certains salmonidés (Platts et al, 1979), notamment chez l'omble de fontaine et la truite fardée (Oncorhynchus clarki) (Young et al., 1991).
La Dg est une mesure de la tendance centrale de la dimension des particules et se calcule comme suit: Dg = (d1W1 x d2W2 x ... dnWn)
où Dg = moyenne géométrique du diamètre des particules
dn = diamètre médian des particules retenues par le nième tamis
wn = fraction décimale du poids des particules retenues sur le nième tamis.
Toutefois, on reproche à cet indice de ne pas toujours bien décrire l'entière granulométrie d'un substrat (Lotspeich et Everest, 1981). En effet, deux substrats peuvent présenter une composition granulométrique différente tout en ayant une Dg identique. Il a également l'inconvénient d'être peu sensible aux changements de la composition du lit d'une rivière (Platts et al., 1983). Pour ces raisons, la Dg est jugée utile dans la mesure où elle est accompagnée d'autres indices descripteurs. C’est pourquoi Lotspeich et Everest (1981) ont adjoint un coefficient de tri (So) à celle-ci, afin de décrire l’hétérogénéité du substrat.
Le So s'obtient de la façon suivante: So= D75 D25
où D75= diamètre des particules correspondant à 75 % du poids des échantillons D25= diamètre des particules correspondant à 25 % du poids des échantillons
Plus le coefficient de tri est élevé, plus le matériel granulaire est diversifié. Lotspeich et Everest (1981) ont évalué un taux d’émergence théorique des alevins de salmonidés en fonction de la moyenne géométrique du diamètre des particules dans le substrat et de leur hétérogénéité, à l’aide d’un indice (fredle) qui détermine la perméabilité des pores inter- stitiels dans le substrat.
L’indice de fredle s’exprime comme suit: fi = Dg / So.
L’équation décrivant la relation entre la proportion des alevins émergents et l’indice de fredle, calculée d’après les données de Lotspeich et Everest (1981), est la suivante:
% survie = 83,54 log10 (fi) + 21,24
Cette équation a été mise au point avec des résultats obtenus pour la truite arc-en-ciel anadrome ou steelhead (Oncorhynchus mykiss) mais, pour les fins de développement de l’outil, elle est considérée également fiable pour l’omble de fontaine. En effet, le diamètre des oeufs pour l’omble de fontaine couvre environ la même étendue de valeurs (3,5- 5,0 mm) que pour la truite steelhead (3,0-5,0 mm) (Scott et Crossman, 1975), ce qui devrait leur conférer une sensibilité similaire aux substrats fins. Comme l’indice de fredle reflète la perméabilité du substrat, son influence devrait être la même pour des espèces voisines dont les oeufs ont la même taille.
3.5. Présence d’autres espèces ichtyologiques
Les facteurs comme la compétition, la prédation, l’émigration ou l’immigration, la maladie ou le parasitisme ne sont généralement pas intégrés aux IQH bien que plusieurs auteurs soulignent qu’il s’agit de régulateurs majeurs des biomasses de salmonidés (Bowlby et Roff, 1986; Modde et al., 1991; Schmitt et al., 1993; Clarkson et Wilson, 1995; Stoneman et al., 1996). Seuls la prédation, la compétition et les déplacements semblent pertinents a priori dans le contexte d’une évaluation de la qualité d’une rivière pour une population d’omble de fontaine.
Prédation
Au Québec, la prédation par les poissons piscivores ne serait pas un facteur limitant prépon- dérant puisque les principales espèces franchement ichtyophages sur le territoire (dorés, brochets, achigans, touladi1) sont rarement retrouvées en sympatrie avec l’omble de fontaine en rivière à cause d’exigences d’habitat très différentes. Les cas d’interactions sont marginaux. D’autres espèces, comme la truite arc-en-ciel et la truite brune (Salmo trutta), vivent en sympatrie avec l’omble de fontaine et peuvent exercer une prédation substantielle sur cette dernière (Fausch et White, 1981; Marschall et Crowder, 1996). Toutefois, cet aspect est pris en compte dans l’évaluation de l’impact de la compétition de ces espèces, présentée ci-après.
L’impact des prédateurs terrestres ou aviens pourrait être plus substantiel. Par exemple, un huard adulte pourrait consommer assez de truites pour expliquer 80% de la mortalité des juvéniles de 1 an observée dans le lac Woods dans les Adirondacks (Schofield et Keleher, 1996). En effet, il semble qu’un huard adulte puisse consommer 1 kg de poissons par jour pendant 5 mois, la taille préférée des proies étant de 10 à 200 g. Cet impact est toutefois trop difficilement évaluable pour être retenu dans l’indice.
Émigration et immigration
Les déplacements du poisson entre différents cours d’eau d’un même bassin versant peu- vent avoir une influence significative sur la biomasse présente à différents moments et endroits. Les déplacements de l’omble de fontaine, sur des distances appréciables (> 2 km), surviendraient principalement aux périodes correspondant aux crues printanières et à la reproduction (Gowan et Fausch, 1996; Josephson et Youngs, 1996). Ce phénomène, toutefois, est problématique uniquement si on tente d’établir une relation entre la biomasse
1 Stizostedion sp., Esox sp., Micropterus sp. et Salvelinus namaycush.
récoltée et le potentiel de production estimé par l’outil diagnostique, lors de la phase de validation par exemple. Ce facteur n’est donc pas intégré à l’indice.
Compétition
L’impact d’espèces compétitrices sur l’omble de fontaine au Québec a été largement étudié en lac (Magnan et FitzGerald, 1984; Magnan, 1988; Tremblay, 1988; Lachance et Magnan, 1990; Tremblay et Magnan 1991; Lacasse et Magnan, 1992; Rodriguez et al., 1993; Venne et Magnan, 1995). Les espèces compétitrices en cause dans ces études ne sont pas des salmonidés. Elles forcent l’omble de fontaine à changer de niche alimentaire pour aller vers des ressources moins optimales pour sa croissance, ce qui cause un impact direct majeur sur les populations. Généralement, on note une diminution de la densité et une augmentation du poids moyen des captures.
Ces études ainsi que d’autres travaux ont permis aux biologistes du MEF de classifier cer- taines espèces ichtyologiques selon leur niveau d’impact sur le rendement à la pêche spor- tive en lac. Ainsi, il est admis que la présence de poissons du groupe comprenant la per- chaude (Perca flavescens), les centrarchidés et les ictaluridés, celui des catostomidés et celui des cyprinidés diminuent les rendements en omble de fontaine respectivement de 90 %, 50 % et 30 %.
Ces relations n’ont pas été étudiées en rivière et il n’existe pas de données permettant de mesurer l’impact des diverses associations d’espèces dans les cours d’eau. Il existe des différences entre les lacs et les rivières au niveau des ressources alimentaires disponibles, de l’hétérogénéité de l’habitat physique et physico-chimique, ainsi que du comportement territorial de l’omble de fontaine. Pour les rivières, des hypothèses pourraient être élaborées pour ajuster, à partir des lacs, l’intensité de l’impact des différentes associations avec les espèces compétitrices.
Il existe toutefois des lacunes majeures dans l’information disponible. Par exemple, il est nécessaire d’étudier les différences existant au niveau du comportement alimentaire de l’omble de fontaine en rivière, en présence et en absence d’espèces compétitrices. En effet, dans ce type de milieu, la ressource alimentaire disponible pour cette espèce se répartit entre les organismes présents dans la colonne d’eau, provenant soit d’apports allochtones ou de la dérive benthique, et les organismes benthiques. Le bilan énergétique de la quête de ces types de proies est probablement différent, sans compter qu’en rivière l’omble de fontaine protège des sites de chasse exclusifs alors que c’est peu le cas en lac (Dunbrack et al., 1996).
Comme les diverses hypothèses potentiellement émises nécessiteraient des travaux de recherche majeurs pour être vérifiées, l’impact de différentes associations piscicoles sur le rendement de pêche en lac, normalisé par le MEF, a été retenu pour les rivières en attendant que les données requises pour le modifier soient disponibles.
En ce qui concerne plus spécifiquement la compétition entre salmonidés, il est admis que la truite brune, la truite arc-en-ciel et le saumon atlantique (Salmo salar) ont un impact sur l’omble de fontaine. La présence de ces salmonidés induit des changements dans le type d’habitats choisi par certaines classes d’âge chez l’omble dans les rivières, ce qui peut avoir un impact négatif sur l’alimentation et la densité d’individus, ainsi que parfois sur la prédation (Fausch et White, 1981; Chiasson et al., 1990; Gibson et al., 1993; Schmitt et al.
1993; Marschall et Crowder, 1996; Stoneman et al., 1996; Clark et Rose, 1997).
La truite brune induirait un déplacement de l’omble de fontaine vers des endroits moins favorables pour le repos, ce qui augmenterait parfois sa susceptibilité à la prédation par les animaux terrestres (Fausch et White, 1980). Ces pressions interspécifiques ont résulté en une diminution marquée de l’aire de répartition de l’omble de fontaine aux États-Unis après l’introduction de la truite brune (Op. cit.).
La truite arc-en-ciel provoque aussi un déplacement de l’omble de fontaine, qui se réfugie dans les secteurs amonts, ce qui équivaut à un rétrécissement de l’habitat disponible. Le
cours d’eau devient donc scindé en trois tronçons, le plus aval abrite de la truite arc-en-ciel en allopatrie, l’intermédiaire comprend les deux populations en sympatrie, alors que le plus amont est fréquenté par l’omble de fontaine en allopatrie (Larson et Moore, 1985; Fausch, 1988). Jusqu’à 60% du territoire de l’omble a été perdu dans certains secteurs du sud des Appalaches, mais l’ampleur de l’empiétement fluctue selon les conditions environ- nementales (Larson et Moore, 1985; Larson et al., 1995). Les diminutions de densité ou de biomasse pourraient être de l’ordre de 50% (Stoneman et al., 1996; Clark et Rose, 1997).
L’omble de fontaine et le saumon atlantique présentent des préférences d’habitat et d’alimentation qui se recoupent (Chiasson et al., 1990). Lorsqu’il cohabite avec le saumon, l’omble de fontaine est déplacé vers des zones de courant lent qui deviennent alors généralement limitantes pour la production, surtout en période de basses eaux ou de faible abondance de nourriture (Chiasson et al. 1990; Gibson et al. 1993). Ce phénomène est courant dans nos eaux, sauf au printemps et au début de l’été, lors de la période d’émergence des insectes (Gibson et al., 1993).
Il ne semble pas que la ségrégation exercée par le saumon sur l’omble de fontaine puisse en causer l’élimination (Chiasson et al., 1990). Toutefois, bien que peu étudié, les travaux qui ont traité de cet aspect démontrent qu’il y a un impact substantiel. À Terre-Neuve, selon les rivières et les habitats considérés, la biomasse totale pour les populations d’omble de fontaine vivant en sympatrie avec le saumon est de 2 à 19 fois inférieure à celle des populations allopatriques (Gibson et al., 1993). Par ailleurs, la biomasse d’une population d’omble de fontaine vivant en allopatrie a diminué sensiblement, de l’ordre de 33 % à 66 %, après l’introduction du saumon (Gibson et al. 1993). Enfin, une étude récente sur la rivière North Gunn (Rimouski, Québec), où des sections allopatrique et sympatrique étaient comparées, a démontré que la production d’omble de fontaine chute de 66 % à 80 % en présence de saumon, selon l’âge de la cohorte examinée (Trépanier, 1997).
4. ÉVALUATION DES VARIABLES
Les protocoles d’évaluation suivants ont été conçus pour le tronçon principal des rivières.
Toutefois, il est empiriquement reconnu que les petits tributaires des rivières sont souvent des milieux très propices à la reproduction, à l’alevinage et au refuge thermique.
L’accessibilité à ces tributaires devrait être prise en compte lors de l’évaluation et, si c’est jugé pertinent, des stations d’échantillonnage pourront être incluses dans ces cours d’eau pour la mesure de certaines variables.
Pour chacune des variables à mesurer, une cote variant de 0 à 1 a été attribuée afin qu’elles soient exprimées sur une base commune. Cette cote constitue l’indice de qualité (IQ) propre à chaque variable. Ainsi, une cote de 0 est assignée à la variable lorsque la valeur mesurée est totalement limitante pour l'espèce, alors qu’une cote de 1 indique qu’elle est optimale dans le cours d'eau analysé. La relation qui est établie entre ces cotes et les valeurs mesurées ou calculées pour chaque variable est présentée graphiquement pour chacune d’entre elles. Lorsque les indices de qualité sont connus pour toutes les variables mesurées, il est possible d’en tirer un diagnostic sur la rivière à l’étude (voir section 5). La description des variables est présentée dans les sections suivantes selon le type d’analyse, sommaire ou détaillée :
Analyse sommaire Analyse détaillée
• Sensibilité aux eaux acides • Sensibilité aux eaux acides et qualité sommaire de l’eau
• Température maximale estivale de l’eau • Classe thermique du cours d’eau
• Proportion de fosses • Proportion de fosses
• Qualité du substrat dans les frayères potentielles
• Qualité du substrat dans les frayères potentielles
• Présence d’autres espèces ichtyologiques • Présence d’autres espèces ichtyo- logiques
4.1. Analyse sommaire
Ce type d’analyse peut être effectué rapidement puisqu’aucune activité de terrain n’est requise.
4.1.1. Sensibilité aux eaux acides
La sensibilité d’un cours d’eau à l’acidification est évaluée en fonction du pH, de la con- centration en aluminium et de celle en calcium. La teneur moyenne observée en lac pour chacune de ces variables physico-chimiques a été cartographiée (figures 1 à 3) à partir de données recueillies sur l’ensemble du territoire couvert, soit la portion sud du bouclier canadien. Selon la position géographique de la rivière, les valeurs obtenues à partir des cartes sont reportées sur une courbe de qualité de l’habitat (figure 4). La cote moyenne obtenue pour les trois variables physico-chimiques détermine l’indice de qualité pour la sensibilité de la rivière aux eaux acides.
La courbe a été conçue à partir des connaissances acquises à ce jour. Il semble que l’espèce résiste relativement bien à des conditions adverses, sans pertes progressives de biomasse ou d’effectif, jusqu’à un seuil critique où elle disparaît rapidement. Les condi- tions les plus défavorables décrites à la figure 4 (pH < 5,2; [Ca2+] < 2 mg/L; [Al2+ filtré]
> 200 µg/L) ont reçu la cote 0, alors que les valeurs correspondant au seuil des conditions acceptables (pH ≥ 5,5; [Ca2+] ≥ 3 mg/L; [Al2+ filtré] < 100 µg/L) ont obtenu une cote de 1. Une classe de valeurs intermédiaires a été créée afin de refléter les zones sensibles où il existe un danger potentiel. Les rivières du Québec méridional situées à l’extérieur du territoire analysé sur les cartes ne sont pas sensibles aux conditions acides et se voient automatiquement attribuées la cote 1 pour cette variable.
4.1.2. Température maximale estivale de l’eau
Une estimation de la valeur de température maximale estivale de l’eau peut être obtenue s’il existe une station de qualité de l'eau dans le bassin de ce cours d'eau ou dans le réseau qui le reçoit.
La relation établie entre l'IQ et cette variable (figure 5) s'inspire de la courbe d'acceptabi- lité proposée par Raleigh (1982) pour la même espèce, laquelle est adaptée pour tenir compte de la valeur maximale de température tolérée (24ºC) et de la valeur maximale de température optimale (20ºC).
Si un échantillonnage, même mineur, est consenti, on peut déterminer à quelle classe thermique appartient le cours d’eau (voir section 4.2.2).
4.1.3. Proportion de fosses
La proportion de fosses est évaluée uniquement par le cumul de leurs superficies. De plus, compte tenu du niveau de précision atteint par la photo-interprétation, cette variable ne peut être évaluée que pour les rivières ayant une largeur d’au moins 4 m. Pour les autres cours d’eau, elle sera omise. Les cotes de qualité d’habitat associées à cette variable sont présentées à la figure 6. Elles sont basées essentiellement sur les travaux de Raleigh (1982) et de Stoneman et al. (1996).
4.1.4. Qualité du substrat dans les frayères potentielles
L’indice de fredle présenté à la section 3.3 ne peut être calculé sans un échantillonnage sur le terrain. Par conséquent, une méthode moins précise, mais plus rapide et ne requérant qu’une carte du bassin versant, est proposée pour évaluer la qualité du substrat dans les frayères potentielles. Elle consiste à évaluer le pourcentage de substrats fins en fonction de la proportion de la superficie du bassin versant occupée par les routes. En effet,
Cederholm et Reid (1987) ont démontré qu’il existait une relation entre ces deux compo- santes et ils l’ont exprimée sous la forme suivante :
SF = 5,74 + 2,05 SBR où SF = pourcentage de substrats fins;
SBR = pourcentage de la superficie du bassin représentée par des routes.
Cet indice est moins précis que l’indice de fredle ou la moyenne géométrique du diamètre des particules, puisqu’il s’appuie uniquement sur l’évaluation de la proportion de substrats fins comme indicateur du taux de survie de l’oeuf jusqu’à l’émergence (Platts et al, 1979; Lotspeich et Everest, 1981). L’expression graphique de l'IQ est présentée à la figure 7. Elle s’inspire de la courbe fournie par l’équation de Cederholm et Reid (1987) et de la relation qui existe entre la proportion de sédiments fins et la survie des oeufs jusqu’à l’émergence, calculée pour la truite steelhead (Reiser et White, 1988).
4.1.5. Présence d’autres espèces ichtyologiques
Il s’agit de vérifier auprès des ressources régionales pertinentes (MEF, institutions univer- sitaires, firmes de consultants etc.) s’il existe des données concernant la composition spécifique de la communauté icthyologique dans le cours d’eau à l’étude et de reporter les connaissances acquises sur la figure 8 pour en déduire l’indice de qualité pour cette variable. Cette figure a été développée pour rendre compte du normatif utilisé au MEF.
4.2. Analyse détaillée
Les variables considérées dans l’analyse détaillée sont les mêmes que celles retenues pour l’analyse sommaire, mais les méthodes de collecte et d’interprétation des données diffè- rent. En effet, à l’exception de l’évaluation de la présence d’espèces compétitrices qui peut être obtenue via des inventaires déjà disponibles, des activités de terrain sont requises, lesquelles peuvent être réalisées concurremment pour la plupart des variables à évaluer.
4.2.1. Sensibilité aux eaux acides et qualité sommaire de l’eau
Dans le cadre de l’analyse détaillée, l’évaluation de la sensibilité à l’acidité se fait en période critique printanière par un échantillonnage in situ. La récolte d’un échantillon d’eau et son analyse subséquente en laboratoire permettent d’évaluer non seulement la sensibilité à l’acidité mais aussi d’évaluer sommairement la qualité de l’eau de la rivière en se basant sur le nomogramme de classification des plans d’eau mis au point par Bérubé et Dupont (1994). Bien que développé pour des lacs, il n’y aurait pas de contrainte majeure à son utilisation pour des rivières (J. Dupont, MEF, comm. pers. 1997).
Ce nomogramme classifie les plans d’eau en sept catégories décrites à l’annexe 2. Des cotes de qualité d’habitat pour l’omble de fontaine ont été associées à ces catégories (figure 9) selon leur potentiel de production. Il est à noter que l’existence de milieux de types 6 et 7, respectivement dystrophe non acide et anoxique, est peu probable en milieu lotique, particulièrement dans les cours d’eau abritant de l’omble de fontaine.
4.2.2. Classe thermique du cours d’eau
Dans le cadre de l’évaluation détaillée, le cours d’eau sera classifié selon le lien existant entre la température maximale enregistrée dans l’eau et dans l’air en période de canicule.
Il s’agit de prendre les valeurs notées pour ces deux variables, de les reporter sur le nomo- gramme de classification thermique (annexe 3), pour obtenir la catégorie thermique à laquelle appartient la rivière, soit : une eau très froide, une eau froide, une eau fraîche ou une eau chaude. Ce nomogramme a été produit de façon théorique à partir du modèle développé pour le sud de l’Ontario (Stoneman et Jones, 1996) et devra être validé pour les cours d’eau québécois avant son utilisation. La catégorie thermique est ensuite reportée sur la figure 10 pour en évaluer la qualité pour l’omble de fontaine.
L’échantillonnage de l’eau devra être effectué vers 16h00, à la troisième journée d’une période homogène de température de l’air, où les valeurs enregistrées excèdent 24ºC. La visite de terrain peut avoir lieu durant les mois de juillet à août. Pour une rivière dont les
conditions de couvert ne sont pas homogènes sur l’ensemble de son cours, au moins trois mesures devraient être prises, réparties de l’amont vers l’aval pour couvrir les différentes conditions d’ombrage. On considérera alors la moyenne des résultats obtenus ou, s’il y a lieu, on scindera le cours d’eau en plusieurs tronçons qui seront évalués individuellement.
4.2.3. Proportion de fosses
Afin d’évaluer la proportion de fosses en tenant compte de leur potentiel d’utilisation par l’omble de fontaine, en conditions d’étiage estival (août), il importe d’associer une notion de qualité à celle de superficie. À cet égard, Raleigh (1982) propose deux indices séparés, alors que Stoneman et al. (1996) les intègrent en attribuant une cote de qualité à six types de fosses, afin de pondérer la contribution de leur superficie respective. Cette dernière option a été retenue pour l’analyse détaillée, mais seulement quatre classes de fosses sont identifiées, caractérisées selon des critères empiriques ainsi que ceux de Platts (1979), de Raleigh (1982) et de Stoneman et al. (1996), soit :
1) Les fosses de qualité optimale présentent un diamètre maximal dépassant la moitié de la largeur moyenne du secteur du cours d’eau et une profondeur ≥ 1 m, ou ont une pro- fondeur comprise entre 0,5 et 1,0 m tout en offrant du couvert (végétation surplombante, rives en porte-à-faux, débris ligneux, eaux blanches, profondeur élevée) sur au moins 30 % de leur superficie. Le facteur de pondération pour ces fosses est de 1.
2) Les fosses de deuxième ordre sont celles auxquelles il manque un seul des trois éléments suivants:
− largeur maximale dépassant la moitié de la largeur moyenne du secteur du cours d’eau;
− profondeur de plus de 1,0 m;
− couvert sur plus de 30 % de la superficie;
Le facteur de pondération pour ces fosses est de 0,7.
3) Les fosses de troisième ordre sont celles auxquelles il manque deux des éléments cités ci-haut. Elles se voient attribuer un facteur de pondération de 0,4.
4) Enfin, les fosses de valeur nulle (facteur de pondération de 0) sont celles pour les- quelles aucun des éléments mentionnés ci-haut n’est présent. Sans couvert, de superficie restreinte et de faible profondeur, ces fosses présentent des conditions limitantes en période d’étiage.
Le nombre de stations d’échantillonnage requis pour évaluer cette variable est déterminé selon la méthode proposée à l’annexe 4. Le calcul de l’IQ se fait de la manière suivante :
• la superficie des fosses (SF) est cumulée pour toutes les stations par classe de fosse, puis est multipliée par le facteur de pondération pertinent. Exemple A:
Classe de fosse SF (m2) Pondération SF(m2) pondérée
2 6 000 0,7 4 200
3 5 000 0,4 2 000
Si la méthode utilisée pour déterminer le nombre de stations et leur répartition requiert une stratification par faciès d’écoulement (annexe 4), il faut cumuler les superficies de fosses (SF) selon les type de faciès. Exemple B:
Classe de fosse SF (m2) par type de faciès Pondération SF (m2) pondérée
Rapide Seuil Rapide Seuil
2 2 000 4 000 0,7 1 400 2 800
3 3 000 2 000 0,4 1 200 800
• toutes ces superficies pondérées de fosses (SPF) sont cumulées.
Exemple A: SPF = 6 200 m2
Exemple B: SPF(rapide) = 2 600 m2 SPF(seuil) = 3 600 m2
• la somme des superficies pondérées de fosses (SPF) est divisée par la superficie cumulée des stations échantillonnées (ST) pour évaluer la proportion relative de fosses (PRF). Exemple A:
ST(m2) SPF(m2)
19 000 6 200 PRF = SPF / ST = 6 200 / 19 000 = 33 %
S’il y a une stratification par faciès d’écoulement, il faut alors calculer la proportion relative des fosses pour chacun des types de faciès, puis l’extrapoler à l’ensemble du cours d’eau étudié selon la proportion relative des types de faciès. Exemple B:
ST (m2) SPF des stations (m2) Superficie du cours d’eau (m2)
Rapide Seuil Rapide Seuil Rapide Seuil Total
9 000 10 000 2 600 3 600 20 000 (57 %) 15 000 (43 %) 35 000 PRF = (2 600 / 9 000 x 57 %) + (3 600 / 10 000 x 43 %) = 32 %
• la valeur obtenue est reportée à la figure 6 pour calculer l’IQ, par exemple : avec une PRF = 32 % ou 33 %, la valeur de l’IQ = 1,0.
4.2.4. Qualité du substrat dans les frayères potentielles
La stratégie d'échantillonnage suivante est proposée en vue d'atteindre les objectifs visés:
• procéder, au mois d’août, à la récolte d’un minimum de 9 échantillons de substrat répartis également dans les parties amont, intermédiaire et aval du cours d’eau, dans des habitats de fraie utilisés ou potentiels. Idéalement, il s’agit d’identifier trois frayères, une dans chaque section de rivière, et de récolter trois échantillons dans chacune d’entre elles, à des endroits représentatifs du substrat de celles-ci. Si le substrat est peu homogène dans les frayères, il est préférable d’augmenter le nombre d’échantillons. Si la rivière est de grande dimension, l’évaluation sera plus précise si plus d’une frayère sont échantillonnées dans chaque secteur. La récolte au mois d’août
coïncide avec l’étiage estival qui est caractérisé par une plus grande accumulation de sédiments, ce qui reflète une situation extrême pour le cours d’eau;
• analyser les échantillons en laboratoire pour obtenir leur composition granulométrique;
• décrire les caractéristiques du substrat à l'aide de statistiques appropriées, soit :
− le pourcentage en poids de chaque classe granulométrique;
− le diamètre médian de chaque classe de granulométrie;
− le D25 et le D75 (voir section 3.4).
Le détail de la méthodologie inhérente à la récolte et au tri du substrat est fourni à l’annexe 5. Par la suite, l’indice de fredle peut être calculé (voir section 3.4) et la valeur de l’IQ, qui correspond au taux d’émergence des alevins, est obtenue directement à partir de la courbe présentée à la figure 11.
4.2.5. Présence d’autres espèces ichtyologiques
La courbe décrivant l’IQ est la même que celle utilisée dans l’analyse sommaire (section 4.1.6). La méthode d’évaluation est également la même dans la mesure où un inventaire ichtyologique satisfaisant a déjà été effectué sur le cours d’eau, sinon des pêches expéri- mentales devront être réalisées. Dans une telle éventualité, il est recommandé de procéder à de l’électropêche, cette technique étant rapide et peu sélective. Seulement quelques stations ouvertes réparties sur l’ensemble du cours d’eau seront requises, sans dimensions précises, puisqu’une évaluation qualitative est suffisante. Il faudra toutefois veiller à échantillonner tous les types d’habitat disponibles.
5. OUTIL DIAGNOSTIQUE
À l’examen des divers modèles étudiés, il appert qu’il existe plusieurs façons de calculer un indice global (IQG) à partir des valeurs (IQ) obtenues pour chaque variable mesurée.
Les plus fréquentes sont le calcul d’une moyenne géométrique de toutes les variables, l’utilisation de la variable individuelle la plus limitante, ou l’établissement d’une relation basée sur une régression multiple. Cette dernière relation exprime un indice quelconque de la productivité de la population étudiée (biomasse, succès de pêche, rendement, etc.) en fonction des diverses variables mesurées et peut prendre plusieurs formes (linéaire, logarithmique, curviligne, etc.).
À ce stade-ci du développement de l’outil diagnostique, le calcul de relations statistiques n’est pas encore possible puisque la validation in situ n’est pas faite. En première analyse, il appert que l’utilisation de la moyenne géométrique ne rend pas compte de l’intensité de la limitation pour l’omble de fontaine causée par certaines variables, laquelle pourrait ne pas être compensée par des indices de qualité élevés exprimés par d’autres variables. Par exemple, si la température maximale estivale est de 23,5ºC, l’IQ est de 0,05 et il n’y a presque pas de survie possible. Toutefois, un IQG de 0,7 pourrait quand même être évalué par une moyenne géométrique si les autres IQ sont élevés, ce qui ne refléterait pas la situation réelle. Par conséquent, à l’heure actuelle, la seule formulation pertinente est celle qui attribue à l’IQG la valeur de l’IQ le plus faible. L’équation générale est la suivante :
IQG = minimum (IQSA; IQTM; IQPF; IQSF; IQEI)
où IQG = indice de qualité global
IQSA = indice de qualité pour la sensibilité aux eaux acides (qualité de l’eau);
IQTM = indice de qualité pour la température maximale estivale;
IQPF = indice de qualité pour la proportion de fosses;
IQSF = indice de qualité pour la qualité du substrat de fraie;
IQEI = indice de qualité pour la présence d’autres espèces ichtyologiques.
En s’appuyant sur les critères utilisés par certains auteurs, particulièrement Raleigh (1982) et Stoneman et al. (1996), les cotes suivantes sont proposées :
Valeur de l’IQG Potentiel de production en omble de fontaine
≥ 0,7 Bon
> 0,4 et < 0,7 Moyen
≤ 0,4 Faible
Ces fourchettes devront être révisées à la lumière des résultats obtenus lors de la valida- tion de l’outil avant d’utiliser celui-ci.
6. CONCLUSION ET RECOMMANDATIONS
Bien que le présent outil se fonde sur des connaissances scientifiques théoriques et pratiques acquises depuis des décennies par un grand nombre de biologistes partout en Amérique du nord, il ne prétend pas circonscrire toute la réalité de l’habitat de l’omble de fontaine en rivière au Québec. Il a été simplifié afin de le rendre le plus accessible possible. Par conséquent, il est primordial d’étudier le lien qui existe entre les caractéristiques d’habitat retenues et des indices de production de populations (e.g. rendements pondéraux), afin de valider le choix des variables et les relations qui existent entre ces variables et les IQ qui leur sont associés.
Le présent outil constitue le complément du logiciel Potsafo, mis au point par Bérubé et Therrien (1994). Ce logiciel, pour lequel une phase de validation reste à faire, utilise le substrat et le faciès d’écoulement pour évaluer la capacité de support d’un cours d’eau. À partir de densités connues de juvéniles pour des habitats de différente qualité selon la combinaison de substrat de faciès et substrat, le logiciel calcule un potentiel en termes d’adultes produits. Il tient aussi compte de façon très qualitative du niveau d’exploitation, de la présence d’autres espèces et du niveau de productivité des eaux. Il intègre divers aspects de la dynamique de population chez cette espèce, il est donc plus performant si des données sont disponibles sur les caractéristiques biologiques de la population à l’étude (taux de mortalité, fécondité etc.) à défaut de quoi il utilise des données empiriques ou théoriques.
La base du modèle ne se fondant que sur les caractéristiques géomorphologiques de l’habitat, la production estimée peut être erronée si d’autres facteurs potentiellement limitants ne sont pas considérés.
En plus de son rôle comme moyen d’évaluation qualitatif de l’habitat en tant que tel, l’outil diagnostique aura aussi comme objectif de compléter et de moduler l’estimation de la production faite par le logiciel Potsafo. La forme que prendra cette modulation n’a pas encore été arrêtée.
