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Biodiversité dans les rivières et lacs du Canada

Tendances relatives aux polluants dans les lacs et les rivières

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Contaminants

Les contaminants qui s’introduisent dans l’environnement le font dans des milieux différents (comme l’eau et le biote) selon leurs propriétés chimiques et physiques. Puisque l’environnement en soi est dans un état constant d’échange physicochimique, il n’est pas toujours facile de prédire la voie par laquelle s’accumuleront les substances ou dans quels milieux elles le feront. Par conséquent, l’interprétation spatiale et temporelle des données de surveillance des contaminants est souvent restreinte par un manque d’observations et d’autres facteurs confusionnels, comme la discordance entre les méthodes d’analyse (Braune et al., 1999). En outre, les observations dans un système peuvent ne pas s’appliquer à d’autres systèmes; par exemple, là où la structure du réseau trophique varie d’un lac à un autre, la bioaccumulation des contaminants dans la chaîne alimentaire par les prédateurs de niveau trophique supérieur varie en fonction de la longueur de la chaîne alimentaire et du niveau trophique, même lorsque les taux de contaminants à la base du réseau trophique sont similaires (Baird et al., 2001). Pour cette raison, et compte tenu du manque général de données de séries chronologiques sur les contaminants au Canada, qu’il soit question de concentrations dans l’eau ou dans les tissus ou le biote (voir explications cidessous), il a été 68 impossible de réaliser une analyse crédible sur le plan scientifique des tendances relatives aux contaminants dans les différentes écozones+.

Étant donné les préoccupations du public concernant la pollution de l’environnement associée à l’émission de contaminants causée par l’activité humaine, il est curieux de constater que les données pertinentes permettant d’évaluer les tendances pour ce qui est des substances préoccupantes dans les écosystèmes des rivières et des lacs sont presque inexistantes audelà de la région des Grands Lacs (laquelle est ellemême comprise dans un rapport technique distinct fondé sur l’écozone+). Cette situation s’applique particulièrement à l’Arctique canadien, une région où les contaminants sont considérés comme une menace constante importante pour les écosystèmes d’eau douce. Dans un examen approfondi des données existantes sur les contaminants dans cette région, Braune et al. (1999) font la déclaration suivante :

"[Traduction] « L’examen des données allant jusqu’à 1991 sur les contaminants chez les poissons d’eau douce de l’Arctique et de la région subarctique (Muir et al., 1990; Lockhart et al., 1992) révèle que l’information sur les taux et la variation géographique des composés organochlorés, d’hydrocarbures aromatiques polycycliques et de métaux lourds est limitée, et que les données sur les tendances temporelles sont inexistantes. »

Les rares études sur les contaminants dans l’Arctique canadien portent principalement sur les écosystèmes marins (par exemple Muir et Norstrom, 2000). Les données fournies relatives aux tendances dans les écosystèmes d’eau douce s’appliquent surtout à l’échelle locale, comprennent relativement peu d’observations séquentielles et se rapportent à un passé très récent (par exemple Michelutti et al., 2009). À titre d’exemple, dans le sommaire d’une recherche fourni par le Programme de lutte contre les contaminants dans le Nord (2008), des tendances sont relevées dans certains groupes de polluants organiques persistants (POP) : les taux d’hexachlorocyclohexane (HCH), de biphényles polychlorés (BPC), de toxaphène et de dichlorodiphényltrichloroéthane (DDT) dans les tissus des poissons étaient généralement à la baisse dans l’ensemble des sites étudiés, tandis que les tendances relatives au mercure dans les tissus des poissons étaient plus complexes, des augmentations significatives étant observées pour certaines espèces et certains endroits (p. ex. le touladi [Salvelinus namaycush] dans le Grand lac des Esclaves), et aucun changement n’étant signalé pour des espèces dans d’autres endroits (p. ex. l’omble chevalier dans des lacs de Qausuittuq et Quttinirpaaq). Ces mesures ponctuelles, la distribution éparse et le recours à un échantillonnage opportuniste dans le cadre d’initiatives locales ou régionales à court terme sont à l’origine de la situation actuelle, qui fait que dans la majeure partie du Canada, les données de séries chronologiques sur les contaminants dans les écosystèmes d’eau douce sont inexistantes. Malgré le manque de données sur la tendance temporelle, la présence et la persistance de polluants organiques persistants et bioaccumulables dans des régions éloignées comme l’Arctique, qui étaient émis à l’origine dans les régions plus développées du sud du continent nord-américain, sont une toute nouvelle tendance. Ce phénomène est le résultat direct du fractionnement global, un processus qui n’était pas pleinement reconnu jusqu’à récemment (Wania et Mackay, 1993) et dont les répercussions sur le transport d’une quantité de substances depuis des régions industrialisées vers des régions éloignées ne sont pas encore bien comprises.

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Nutriments

Les résultats provenant du rapport de 2008 sur les Indicateurs canadiens de durabilité de l’environnement ont révélé que les concentrations de phosphore dépassaient les limites établies conformément aux recommandations sur la qualité de l’eau dans le cas de 125 des 369 (34 %) sites de surveillance (Environnement Canada, 2009a). Dans le même ordre d’idées, les pourcentages de sites excédant les limites en 2002-2004 et en 2003-2005 étaient de 38 % et de 37 %, respectivement (Environnement Canada, 2006a; Environnement Canada, 2007). En partie pour évaluer ces excédents fréquents, Environnement Canada (2011) a récemment produit un rapport national portant sur les tendances de 1990 à 2006 relatives aux concentrations de phosphore et d’azote dans les réseaux fluviaux et lacustres au Canada. Les analyses sur les tendances fondées sur les données obtenues de 1990 à 2006 ont démontré que 39 des 77 sites de surveillance n’ont affiché aucun changement des concentrations de phosphore, 22 ont indiqué des tendances à la baisse significatives et 16 ont révélé des tendances à la hausse (Figure 30) (Environnement Canada, 2011).

Figure 30. Nombre de sites de surveillance de la qualité de l’eau dans chaque bassin versant océanique important présentant une hausse ou une baisse des taux de phosphore, ou ne présentant aucun changement, de 1990 à 2006. Seuls les sites ayant des résultats statistiquement significatifs sont présentés (p < 0,05).
le graphique montre le nombre de sites de surveillance de la qualité de l’eau dans chaque bassin
Source: Environnement Canada (2011)
Description longue pour la Figure 30

Ce graphique à barres indique les informations suivantes :

Figure 30. Données détaillées
Bassin versant
océanique important
À la baisseAucun changementNÀ la hausse
Océan Pacifique (n = 17)692
Océan Arctique (n = 12)273
Baie d'Hudson (n = 18)3114
Océan Atlantique (n = 30)11127

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Glozier et al. (2004) ont quantifié les tendances à long terme en ce qui concerne la qualité de l’eau dans les parcs nationaux Banff et Jasper afin d’évaluer l’efficacité des usines de traitement des eaux usées. Dans leur rapport, ils ont appliqué l’analyse non paramétrique saisonnière MannKendall pour relever les tendances dans les concentrations de phosphore dans cinq sites de surveillance sur les rivières Bow, Saskatchewan Nord et Athabasca. Les résultats du premier rapport (Glozier et al., 2004) indiquent des améliorations pour ce qui est des concentrations de nutriments et des paramètres bactériologiques dans des sites en aval, notamment dans le cours inférieur de la rivière Bow, après 1989. Ces améliorations découlent principalement de la modernisation de la station de traitement des eaux usées à Banff. Glozier (Glozier, 2009, comm. pers.) a fourni les résultats d’une analyse de suivi visant à analyser l’efficacité d’une modernisation du traitement tertiaire (avec élimination du phosphore) dans les trois municipalités. Les analyses des tendances révèlent que la nouvelle station a permis de réduire considérablement les concentrations de phosphore dans les rivières Bow et Athabasca, les concentrations médianes étant revenues à des niveaux comparables aux concentrations naturelles observées en amont (Figure 31). Les pratiques de gestion ont ainsi permis d’améliorer considérablement la composition chimique de l’eau dans ces rivières. En poursuivant la surveillance, il sera possible d’observer les effets de l’amélioration de la qualité de l’eau sur les communautés aquatiques.

Figure 31. Médiane des concentrations de phosphore total (A) et de phosphore total dissous (B) dans la rivière Bow, de 1975 à 2010
Trois régimes de traitements municipaux différents au cours de la période d’enregistrement : T1 – traitement secondaire, aération et décantation; T2 – usine de traitement des boues à forte charge avec désinfection UV; T3 – traitement tertiaire comprenant l’élimination du phosphore.
Cette figure est constituée de deux graphiques linéaires donnant la médiane des concentrations de phosphore
Source : Glozier et al. (Glozier et al., 2004); mise à jour de Glozier à l’aide de données non publiées
Description longue pour la Figure 31.

Cette figure est constituée de deux graphiques linéaires donnant la médiane des concentrations de phosphore total et de phosphore total dissous dans la rivière Bow, de 1975 à 2010. Le graphique montre qu'après 2003, les concentrations de phosphore dans la rivière Bow ont diminué considérablement, les concentrations médianes ayant été restaurées à des niveaux semblables aux concentrations naturelles en amont. Ce changement coïncide avec la construction d'une nouvelle station de traitement des eaux usées.

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Acidification

Les préoccupations concernant l’acidification des eaux de surface soulevées par les rejets atmosphériques de dioxyde de soufre (SO2) et d’oxyde d’azote (NOx) sont prédominantes depuis les années 1970, lorsque les scientifiques ont constaté pour la première fois le déclin des niveaux de pH, particulièrement dans le sud-est du Canada (Jeffries et al., 2003a). De 1980 à 2006, les émissions de SO2 au Canada et aux États-Unis ont diminué d’environ 45 % et les émissions de NOx, d’environ 19 % (Gouvernements du Canada et des États-Unis d'Amérique, 2008). Bien que des diminutions marquées de la présence de sulfates dans les lacs aient été relevées peu après les réductions d’émissions (Jeffries et al., 2003b; Weeber et al., 2005; Gouvernements du Canada et des États-Unis d'Amérique, 2008), la réaction de l’acidité des lacs (mesurée par le pH) s’est manifestée lentement et de façon moins généralisée (Figure 32), en partie en raison des diminutions de calcium imputables aux dépôts acides (Gouvernements du Canada et des États-Unis d'Amérique, 2008). Les diminutions de calcium menacent aussi les espèces clés de zooplancton (Jeziorski et al., 2008). Des améliorations biologiques encourageantes ont été remarquées dans certains emplacements (Snucins, 2003; Snucins et Gunn, 2003; Weeber et al., 2005; Environnement Canada, 2005; Équipe de rétablissement de l'omble de fontaine auror, 2006; Yan et al., 2008b). Toutefois, même en présence d’un rétablissement chimique, les communautés biologiques risquent de ne pas retrouver leur condition précédant l’acidification, car de nombreux facteurs indépendants à l’acidité influent sur le rétablissement biologique (Yan et al., 2008a; Yan et al., 2008b). La dévastation généralisée causée par le dépôt des polluants transportés dans l’atmosphère (voir également l’exemple des contaminants) présente des défis de taille qui nécessitent plus que de simples objectifs de réduction des émissions et qui mettent à l’épreuve notre connaissance de la reconstitution de l’écosystème et le rétablissement des services écosystémiques.

Figure 32. Tendances relatives aux niveaux de sulfate et à l’acidité (pH) dans les lacs de cinq sites de surveillance intensive dans le sud-est du Canada, de 1972 à 2008
À noter que la forte réaction dans le cas du lac Clearwater (par rapport aux autres) est due à son emplacement à proximité de l’importante source d’émissions de SO2 (fonderie de nickel) à Sudbury.
Les deux graphiques linéaires indiquant les tendances relatives aux niveaux de sulfate et à l'acidité (pH)
Source : Mise à jour de Jeffries et al. (2003b) effectuée par l’auteur
Description longue pour la Figure 32.

Cette figure est constituée de deux graphiques linéaires indiquant les tendances relatives aux niveaux de sulfate et à l'acidité (pH) dans les lacs de cinq sites de surveillance intensive du sud-est du Canada, de 1972 à 2008, et d'une petite carte illustrant l'emplacement de ces sites. Ces graphiques montrent que bien que des diminutions marquées de la présence de sulfates dans les lacs aient été relevées peu après les réductions d'émissions, le rétablissement à un niveau naturel de l'acidité des lacs (mesurée par le pH) a été lent.

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Les écosystèmes possèdent différents niveaux de sensibilité à l’acide selon leur géologie et les sols. Ainsi, le niveau maximal des dépôts acides qu’un terrain peut tolérer sans porter atteinte à son intégrité écologique (« charge critique ») diffère d’un écosystème à l’autre (Figure 33) (Jeffries et Ouimet, 2005). Les terrains sensibles à l’acide reposent généralement sur un substrat rocheux légèrement soluble, recouvert d’une mince couche de sol dérivé de glaciers (L'Atlas national du Canada, 1991), et ils possèdent une moins grande capacité de tampon.

Les charges critiques peuvent être dépassées soit lorsque des terrains extrêmement sensibles reçoivent de faibles niveaux de dépôts acides, soit lorsque des terrains moins sensibles reçoivent des niveaux élevés de dépôts acides. La Figure 34 illustre où les charges critiques ont été dépassées dans l’écozone+ du bouclier boréal.

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Figure 33. Indice combiné de la charge critique des dépôts atmosphériques terrestres et aquatiques pour le Canada, en 2008
la carte du Canada donne l'indice combiné de la charge critique des dépôts atmosphériques terrestres et aquatiques pour le Canada
Source : Jeffries et al. (2010a)
Description longue pour la Figure 33.

Cette carte du Canada donne l'indice combiné de la charge critique des dépôts atmosphériques terrestres et aquatiques pour le Canada, pour l'année 2008. L'indice combiné de la charge critique est classé selon une échelle allant de « supérieur ou égale à 1 000 unités par hectare et par an » à « inférieur ou égal à 100 unités par hectare et par an ». Cette carte montre que les écosystèmes du Canada n'ont pas les mêmes niveaux de sensibilité à l'acidification. De vastes zones sensibles aux dépôts acides sont concentrées dans l'écozone+ maritime de l'Atlantique et à l'extrémité ouest de l'écozone+ du bouclier boréal.

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Figure 34. Areas where the critical load has been exceeded in the Boreal Shield Ecozone+, 2009.
la carte de l'écozone+ du bouclier boréal montre les secteurs où la charge critique a été dépassée en 2009
Source : Jeffries et al. (2010b)
Description longue pour la Figure 34.

Cette carte de l'écozone+ du bouclier boréal montre les secteurs où la charge critique a été dépassée en 2009. La carte montre un vaste secteur dans le sud-est de l'écozone+ où la charge critique a été dépassée. La majeure partie du secteur est classée dans la plus haute catégorie de dépassement, soit plus de 300 unités au-dessus de la charge critique. Cette zone se situe à cheval sur les provinces de l'Ontario et du Québec, autour des Grands Lacs et du fleuve Saint-Laurent. D'autres zones de dépassement, plus petites cette fois, existent le long de la frontière ouest de l'écozone+.

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Malgré les plus faibles taux de pluies acides enregistrés dans l’est de l’Amérique du Nord, l’écozone+ maritime de l’Atlantique détient les eaux parmi les plus acides en raison du faible pouvoir tampon du terrain (Clair et al., 2004; Clair et al., 2007). Depuis les années 1980, aucun rétablissement mesurable du pH n’a été constaté malgré le déclin des émissions de dioxyde de soufre. Cet habitat du poisson est donc devenu le plus lourdement touché en Amérique du Nord (Figure 35) (Clair et al., 2007). Le saumon atlantique est extrêmement sensible à l’acidité et, en 1996, 14 migrations de saumon atlantique sur le littoral de la Nouvelle-Écosse ont disparu à cause de l’acidité de l’eau, 20 autres ont subi des répercussions sévères, alors que 15 autres ont été légèrement touchées (Watt et al., 2000). Le rétablissement des propriétés chimiques de l’eau et de 74 l’écologie devrait prendre plusieurs décennies en Nouvelle-Écosse comparativement à d’autres régions du Canada (Watt et al., 2000; Clair et al., 2004; Clair et al., 2007).

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Figure 35. Effets de l’acidification sur le saumon atlantique (1996)
la carte de la Nouvelle-Écosse montre l'état des rivières à saumons de la province en 1996
Source : Adapté de Watt et al. (2000)
Description longue pour la Figure 35.

Cette carte de la Nouvelle-Écosse montre l'état des rivières à saumons de la province en 1996. Voici les trois statuts existants : décroissement dans certains affluents, population relique, et disparition des migrations. La carte montre qu'en 1996, 14 rivières de la côte sud de la Nouvelle -Écosse avait les disparitions des migrations, principalement le long de la côte sud-ouest, 20 rivières, répartis le long de la côte sud et la baie de Fundy, eu populations reliques, et 15 autres , principalement le long de la côte sud-est, avaient les décroissements dans certains affluents.

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Bien que l’acidification des lacs ait largement été considérée comme un problème au sein de l’écozone+ du bouclier boréal et de l’écozone+ maritime de l’Atlantique, des préoccupations sont soulevées quant à la vulnérabilité éventuelle des régions de l’ouest du Canada. En particulier, le potentiel de dépassement des charges critiques dans le nord-ouest de la Saskatchewan est un sujet d’inquiétude en raison du haut niveau de sensibilité à l’acide de nombreux lacs dans cette région (68 % des 259 lacs évalués en 2007-2008) et de leur situation en aval d’émissions acidifiantes provenant des projets d’exploitation de pétrole et de gaz (Scott et al., 2010). De façon similaire, les émissions de soufre liées au transport dans le sud-ouest de la Colombie-Britannique représentent un enjeu qui prend de l’ampleur en raison du dépassement des charges critiques terrestres de 32 % dans le bassin de Georgia en 2005-2006 (Nasr et al., 2010).

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