Cadre d'évaluation et de gestion des sites aquatiques contaminés, conformément au Plan d'action pour les sites contaminés fédéraux

Table des matières

Résumé

Glossaire

Liste des sigles

Tableaux

Figures

Annexes

Télécharger version PDF [1836 ko]

Résumé

Le présent document décrit un cadre commun, axé sur le risque, pour la gestion adaptative des sites aquatiques contaminés dont le gouvernement fédéral a la garde. Élaboré à l'intention du Groupe de travail sur les sites aquatiques, sous-comité du Groupe de travail interministériel sur la gestion des lieux contaminés (GTGLC), ce cadre se fonde sur le processus en dix étapes du GTGLC (1999) s'appliquant aux lieux contaminés terrestres (Approche fédérale en matière de lieux contaminés).

Le cadre décrit ici est également un processus en dix étapes, commençant par une collecte d'informations (étapes 1 et 2) au cours de laquelle est dressée une liste des sites aquatiques suspects en vue d'une évaluation approfondie. Les sites aquatiques non soupçonnés d'être contaminés ne sont pas pris en considération par la suite. Les étapes 3 et 4 consistent à réaliser un examen préalable afin de classer les sites aquatiques dans les catégories suivantes :

  • sites nécessitant une gestion des risques (assainissement par exemple);
  • sites nécessitant une évaluation supplémentaire;
  • ou sites exclus de toute étude ultérieure.

Les étapes 5 et 6 consistent à effectuer une évaluation détaillée pour les sites nécessitant une évaluation supplémentaire, qui sont ensuite classés par ordre de priorité soit pour faire l'objet d'autres mesures de gestion soit pour être exclus de toute étude ultérieure. Les stratégies de gestion du risque sont développées et mises en oeuvre pour les sites aquatiques contaminés classés par ordre de priorité lors des étapes 7 et 8. Le suivi de la gestion du risque (échantillonnage de confirmation et suivi à long terme) est assuré lors des étapes 9 et 10 pour vérifier que les objectifs d'assainissement ont été atteints.

Le cadre est itératif et séquentiel sur le plan aussi bien de sa portée que des points de prise de décision (ces derniers comprennent des questions fermées dichotomiques oui/non). Il se veut suffisamment prescriptif pour normaliser le processus décisionnel tout en lui donnant la souplesse nécessaire pour tenir compte des caractéristiques propres à chaque site.

Des instructions détaillées pour les étapes 1 à 3 et 5 sont fournies par le Cadre décisionnel pour Canada-Ontario concernant l'évaluation des sédiments contaminés des Grands Lacs (Environnement Canada et ministère de l'Environnement de l'Ontario 2008, ACO) et les cinq annexes du présent document. Des directives pour réaliser les étapes 4 et 6 se trouvent dans le système de classification des sites aquatiques (GTGLC 2009); des directives détaillées pour les étapes 7 à 10 sont indiquées dans le texte, dans les principales sources de référence citées ainsi que dans l'annexe A.

Les sites aquatiques soumis au processus peuvent être exclus de toute étude ultérieure à trois points de prise de décision ou être classés par ordre de priorité en vue d'action(s) de gestion. Les sites aquatiques contaminés pour lesquels une ou des actions de gestion s'avèrent nécessaires sont maintenus dans le processus jusqu'à réalisation et confirmation de leur assainissement. La réussite d'un projet d'assainissement est définie comme une situation dans laquelle les risques pour la santé humaine ou l'environnement sont négligeables.

Glossaire

Agent de stress - Tout facteur physique, chimique ou biologique qui provoque un stress chez un organisme.

Assainissement - Remise en état de lieux contaminés de manière à empêcher, minimiser ou atténuer les effets nocifs sur la santé humaine ou l'environnement; activité entreprise pour corriger une condition existante inacceptable (p. ex. traitement ou enlèvement de sédiments pollués). La notion d'assainissement suppose l'élaboration et la mise en oeuvre d'une démarche planifiée en vue d'éliminer, de détruire ou de confiner des contaminants, ou encore de réduire leur disponibilité pour des récepteurs préoccupants, de quelque façon que ce soit.

Atténuation - Mesures prises pour atténuer les effets négatifs possibles ou réels sur les humains ou l'environnement.

Autorisation - L'article 35 de la Loi sur les pêches interdit de détériorer, de détruire ou de perturber l'habitat du poisson, mais prévoit aussi des conditions dans lesquelles des ouvrages ou des entreprises peuvent être autorisés conformément à la Loi.

Benthique - Désigne les organismes qui vivent dans ou sur les sédiments des milieux aquatiques.

Benthos - Ensemble des organismes (végétaux et animaux) qui vivent dans ou sur les sédiments des milieux aquatiques.

Bioaccumulation - Accumulation d'une substance dans les tissus d'un organisme vivant par l'intermédiaire de l'eau ou de la nourriture.

Bioamplification - Assimilation de quelques contaminants organiques (p. ex. méthylmercure, BPC - tous les contaminants organiques ne subissent pas de bioamplification) par l'alimentation dans la chaîne alimentaire, entraînant une augmentation des concentrations à trois niveaux trophiques ou plus. Les substances inorganiques comme les métaux (mercure inorganique p. ex.) et les non-métaux ne subissent pas de bioamplification.

Bioconcentration - Accumulation d'une substance dans les tissus d'un organisme vivant par l'intermédiaire de l'eau seulement.

Biodisponibilité - Fraction de la quantité totale d'un produit chimique présente dans le milieu environnant qui peut être absorbée par des organismes (US National Research Council, 2003). Le milieu peut inclure l'eau, les sédiments, les particules en suspension et les aliments.

Bioessai - Test faisant appel à un organisme ou à une partie d'organisme pour mesurer ou évaluer la présence ou les effets biologiques d'une ou de plusieurs substances dans des conditions données. Un bioessai sert à mesurer la réponse (p. ex. taux de croissance ou mortalité) induite par l'exposition à une variable physique, chimique ou biologique (test de toxicité) ou par l'absorption d'un produit chimique par un organisme (test de bioaccumulation).

Blanc - Valeur mesurée en l'absence d'un constituant donné d'un échantillon.

Compensation de l'habitat - Possibilité lorsque les impacts résiduels des ouvrages et entreprises sur la capacité de production de l'habitat sont encore considérés comme nocifs après la prise de mesures de relocalisation, de modification ou d'atténuation. La compensation en cas de perte d'habitats essentiels ne devrait être envisagée que lorsqu'il est possible de totalement compenser la perte de ces habitats. Il ne s'agit pas non plus d'une possibilité en cas de perte de capacité de production de l'habitat causée par le dépôt de substances nocives, quel que soit le type d'habitat.

Concentration - Quantité de substance (p. ex. un produit chimique) dans un milieu naturel donné.

Contaminant - Toute substance physique, chimique, biologique ou radioactive présente dans l'air, le sol, les sédiments ou l'eau, dont la concentration dépasse la concentration recommandée et/ou de fond ou qui n'existe pas à l'état naturel dans l'environnement.

Contaminant potentiellement préoccupant (CPP) - Contaminant d'un site susceptible d'avoir des effets nocifs sur un récepteur biologique humain ou non.

Contaminant préoccupant (CP) - Contaminant d'un site ayant des effets nocifs sur un récepteur biologique humain ou non.

Danger - La possibilité d'un effet nocif, par exemple la mesure du potentiel toxique d'une substance.

Définition du problème - Étape préliminaire de l'évaluation du risque qui permet à l'évaluateur de formuler et de communiquer sa compréhension d'un site suspect. Elle permet de définir la nature des contaminants (agents de stress) présents, les voies de passage par lesquelles ils interagissent avec les organismes aquatiques, l'ensemble des organismes aquatiques qui seront étudiés au cours de l'évaluation du risque et la détermination explicite de ce qu'il faut protéger et des mesures à effectuer. Équivaut à la collecte des données (étapes 1 et 2) dans ce document.

Eau de surface - Eau en contact direct avec l'atmosphère (p. ex. rivière, fleuve, ruisseau ou lac, terres humides, estuaires, cours d'eau artificiels tels que des canaux).

Eau souterraine - Toute eau souterraine qui se trouve sous la surface libre de la nappe phréatique dans des roches ou des formations géologiques entièrement saturées.

Effet nocif - Effet indésirable ou nuisible sur un organisme, révélé par certains résultats comme la mortalité, une croissance réduite, une baisse de fécondité, des changements de comportement ou des écarts pathologiques visibles.

Empirique - Qui s'appuie sur l'expérience ou sur l'observation/expérimentation plutôt que sur la théorie ou la logique.

Endofaune - Ensemble des organismes invertébrés qui vivent enfouis dans les sédiments meubles des eaux douces, marines ou estuariennes (p. ex. vers aquatiques et certaines larves d'insectes).

Épifaune - Ensemble des animaux qui vivent à la surface des sédiments, des roches, de la végétation ou d'autres substrats au fond des plans d'eau (p. ex. certains organismes semblables à la crevette et certaines larves d'insectes).

Évaluation à échelons - Processus itératif au cours duquel l'évaluation initiale est la plus simple (p. ex. données minimales propres au site) et la plus prudente et, de ce fait, n'apportera pas toujours une certitude suffisante pour la prise de décision. L'évaluation initiale servira à déterminer trois possibilités : 1) aucune pollution; 2) pollution; 3) trop grande incertitude pour déterminer la pollution sans un examen plus approfondi. Des décisions de gestion peuvent être prises raisonnablement pour les possibilités 1 et 2, sans autre évaluation. Toutefois, pour la possibilité 3, qui englobera généralement plus de cas que les possibilités 1 et 2, il faudra approfondir l'évaluation (c.-à-d. passer à l'échelon suivant). Les échelons successifs supposent des examens plus ciblés (p. ex. propres au site), éclairés par et fondés sur les résultats de l'échelon précédent. Au premier échelon, les besoins de données sont relativement limités, mais ils augmentent à chacun des échelons; toutefois, l'incertitude diminue au fur et à mesure des échelons. Le poids de la preuve détermine habituellement l'échelon auquel l'incertitude aura diminué suffisamment pour qu'il soit possible de prendre une décision de gestion éclairée.

Évaluation du risque - Examen scientifique de la probabilité pour les contaminants d'avoir des effets nocifs sur les humains ou l'environnement.

Évaluation du risque écologique (ÉRÉ) - Processus de définition et de mesure des risques pour le biote non humain, c.-à-d. l'existence ou la probabilité d'apparition d'effets écologiques nocifs par suite de l'exposition à un ou plusieurs agents de stress. Selon cette définition, un risque existe seulement si : 1) l'agent de stress possède une capacité inhérente de causer des effets nocifs et 2) il se trouve en présence de la composante écologique ou est en contact avec elle pendant une durée et à une intensité suffisantes pour susciter le ou les effets nocifs définis. Un examen préalable (EP) tient moins compte des caractéristiques du site et donne donc des résultats plus incertains qu'une évaluation détaillée (ÉD).

Évaluation du risque pour la santé humaine (ÉRSH) - Processus de définition et de mesure des risques pour la santé humaine, évaluant l'existence ou la probabilité d'apparition d'effets nocifs pour la santé par suite de l'exposition à un ou plusieurs facteurs de stress. Selon cette définition, un risque existe seulement si : 1) l'agent de stress possède une capacité inhérente de causer des effets nocifs et 2) il est en présence d'un ou plusieurs humains, ou en contact avec eux pendant une durée et à une intensité suffisantes pour susciter le ou les effets nocifs définis.

Examen préalable - Analyse rapide visant à déterminer si d'autres mesures (p. ex., une analyse détaillée ou un assainissement) sont justifiées.

Exposition - Contact entre un contaminant et un récepteur biologique (p. ex. un individu ou une population). Même la substance la plus toxique ne pose pas de risque s'il n'y a pas de voie d'exposition.

Facteur d'accumulation biote-sédiment (FABS) - Paramètre décrivant la bioaccumulation des produits chimiques des sédiments dans les tissus de récepteurs environnementaux.

Facteur de bioaccumulation - Concentration d'un produit chimique dans les tissus, divisée par sa concentration dans l'alimentation.

Fond (de) - Valeurs dans une zone soustraite aux rejets de produits chimiques provenant du site qui fait l'objet d'une évaluation; conditions existantes avant la contamination (c.-à-d. absence d'influences anthropiques responsables des concentrations élevées de contaminants sédimentaires, mais présence d'influences). Les valeurs de fond dépendent des conditions particulières à l'endroit. Par exemple, les zones naturellement minéralisées ont des concentrations de fond de métaux élevées.

Générique - Applicable à un large éventail de récepteurs, de conditions de sites et de régions.

Gestion adaptative - Méthode de gestion tenant compte de l'incertitude, incluant un processus décisionnel itératif (évaluation des résultats et correction en fonction des connaissances acquises) et faisant une large place à l'amélioration continue afin d'optimiser la prise de décisions.

Gestion du risque - Choix et mise en oeuvre d'une stratégie de contrôle du risque (p. ex. réduire ou éliminer) suivis d'un programme de suivi et d'évaluation de l'efficacité de cette stratégie; elle inclut des considérations scientifiques (évaluation du risque) et non scientifiques (p. ex. sociales, économiques).

Habitat du poisson - Frayères, aires d'alevinage, de croissance et d'alimentation et routes migratoires dont dépend, directement ou indirectement, la survie des poissons (article 34 de la Loi sur les pêches).

Hypothèses - Postulats posés en vue d'évaluer les conséquences logiques ou empiriques, ou les suppositions acceptées provisoirement comme base de l'évaluation.

Hypothèses de risque - Postulats précis à propos du risque pour les paramètres d'évaluation; les hypothèses de risque peuvent être fondées sur la théorie et la logique, des données empiriques, des modèles mathématiques ou des modèles de probabilité. (annexe D).

Invertébré - Animal ne possédant ni colonne vertébrale ni notocorde.

Lettre d'avis - Lettre envoyée lorsqu'une autorisation n'est pas obligatoire, indiquant si les travaux proposés sont ou non susceptibles d'avoir des répercussions en vertu de la Loi sur les pêches. Dans l'affirmative, la lettre peut contenir des conseils proactifs (p. ex. des renseignements sur les mesures d'atténuation susceptibles de contribuer à diminuer les effets sur le poisson et son habitat).

Lieu contaminé - Lieu où les concentrations de substances (p. ex. des produits chimiques) sont supérieures aux niveaux de fond et sont susceptibles de poser un risque immédiat ou à long terme pour la santé humaine ou l'environnement, ou excèdent les niveaux précisés dans les politiques ou les règlements.

Mesures de contrôle institutionnelles - Instruments non techniques, tels que des mesures administratives ou législatives qui contribuent à réduire la possibilité d'exposition à la contamination et/ou protègent l'intégrité d'une mesure d'assainissement. Ces mesures jouent un rôle important dans les assainissements de site parce qu'elles réduisent l'exposition à la contamination en limitant l'utilisation d'un site ou d'une ressource aquatique et qu'elles guident les comportements humains sur le site concerné. Par exemple, des restrictions de zonage peuvent empêcher certaines utilisations de sites aquatiques, comme la construction d'un quai, qui pourraient nuire à l'intégrité d'une couverture de confinement artificielle.

Migration - Mouvement des substances ou du biote.

Milieux - Composants fondamentaux de l'environnement, notamment l'eau, les sédiments, le sol et le biote.

Modèle conceptuel du site - Représentation schématique d'un site et de son environnement qui illustre ce que l'on sait ou ce que l'on soupçonne au sujet des sources de contaminants, ainsi que les processus physiques, chimiques et biologiques qui influent sur le transport des contaminants vers les récepteurs potentiels du milieu (annexe C).

Niveau trophique - Classification fonctionnelle des organismes composant une communauté selon leurs relations trophiques - p. ex. le premier niveau trophique est constitué par les plantes vertes, le deuxième par les herbivores, etc.

Objectifs de qualité des données (OQD) - Déclarations qualitative et quantitative du niveau global d'incertitude qu'un décideur est prêt à accepter dans les résultats ou les décisions tirés de données environnementales. Les OQD fournissent le cadre statistique nécessaire à la planification et à la gestion de l'exploitation des données sur l'environnement, compatible avec les besoins des utilisateurs (annexe B).

Paramètre de mesure - Expression de la réponse à un danger observée ou mesurée; il s'agit d'une caractéristique environnementale mesurable en rapport avec la caractéristique valorisée retenue comme paramètre d'évaluation.

Paramètre d'évaluation - Expression concrète de la valeur environnementale que l'on souhaite protéger; effet non désiré dont on estime la probabilité dans le cadre d'une évaluation des risques. Il peut s'agir par exemple de l'extinction d'une espèce en péril, de l'eutrophisation d'un lac ou de la disparition d'une pêche.

Plan de gestion de l'environnement (PGE) - Document définissant les exigences de la réglementation et du processus d'autorisation s'appliquant au projet d'assainissement/de gestion du site et décrivant les effets possibles sur l'environnement ainsi que la manière de les atténuer. Le PGE expose aussi les critères de rendement environnemental (p. ex. les critères de turbidité) qui ne devraient pas être dépassés au cours des travaux, de même que les mesures à prendre au cas où ils le seraient.

Plan de protection de l'environnement (PPE) - Plan adapté au projet qui définit les rôles et responsabilités des employés de l'entrepreneur, l'emplacement de l'équipement d'intervention en cas de déversement et les mesures particulières qui seront prises pour respecter les exigences en matière de protection de l'environnement. Doit être conforme au processus d'évaluation environnementale de l'Agence canadienne d'évaluation environnementale (ACEE).

Poids de la preuve - Détermination des impacts écologiques possibles à partir de multiples sources de données.

Poisson - Poissons, mollusques, crustacés, animaux marins et, selon le cas, les oeufs, le sperme, la laitance, le frai, les larves, le naissain et leurs petits (article 1 de la Loi sur les pêches).

Pollution - Contamination causant des effets biologiques nocifs.

Propre au site - Propre à un site donné, compte tenu des caractéristiques physiques, chimiques et biologiques uniques du lieu. Une recommandation propre au site tient compte de facteurs scientifiques particuliers du site (physiques, chimiques et biologiques), tandis que l'objectif propre au site prend en considération les facteurs scientifiques, socio-économiques ou technologiques ou encore les facteurs stratégiques (p. ex. les objectifs de gestion).

Quête de nourriture - Action de chercher sa nourriture.

Récepteur - Entité (p. ex. organisme, population, communauté, écosystème, humains) susceptible de subir des effets nocifs en cas de contact ou d'exposition à une substance préoccupante.

Récepteur potentiellement préoccupant - Humain ou composant du biote non humain susceptible d'être exposé et de risquer de subir les effets nocifs de contaminants ou d'autres agents de stress.

Récepteur préoccupant - Humain ou composant du biote non humain qui est exposé et qui risque de subir les effets nocifs de contaminants ou d'autres agents de stress.

Recommandation - Seuil générique sous lequel les effets nocifs des contaminants sont peu susceptibles de se produire et au-dessus duquel il est possible de les observer. Se reporter ci-dessous à la définition de Recommandations pour la qualité des sédiments.

Recommandations pour la qualité des sédiments (RPQS) - Concentrations numériques ou énoncés qualitatifs visant à protéger toutes les formes de vie aquatique et tous les aspects des cycles biologiques aquatiques pendant une période indéfinie d'exposition à des substances associées aux matériaux de fond. Les effets nocifs sont rares à des niveaux inférieurs aux RPQS. Au-dessus de ces dernières, on note une augmentation de la probabilité d'effet nocif. Se reporter à la définition de la recommandation ci-dessus.

Résiduels - Se dit de la quantité de matériaux qui subsiste à la fin d'un processus (p. ex. la quantité de sédiments contaminés restants après une activité d'assainissement comme le dragage).

Risque - Probabilité d'apparition d'effets nocifs, mesurée au moyen de l'exposition des récepteurs potentiellement préoccupants à des contaminants potentiellement préoccupants.

Sédiment - Matériau, comme du sable ou de la vase, qui est en suspension ou qui se dépose au fond d'un liquide. Les apports de sédiments dans une masse d'eau proviennent de sources naturelles, comme l'érosion des sols et la météorisation des roches, ou sont le résultat d'activités humaines comme les pratiques forestières ou agricoles ou encore les travaux d'aménagement.

Site aquatique - Plan d'eau, terrain ou partie de terrain complètement ou occasionnellement submergé. Les sites aquatiques comprennent les sites d'eau douce et marins ainsi que la zone hyporhéique (où l'eau souterraine peu profonde et l'eau de surface se mélangent; Boulton et autres, 2010), mais excluent les eaux souterraines profondes.

Source de données - Composante de la détermination du poids de la preuve (p. ex. toxicité, altération du benthos, bioamplification, contamination chimique).

Soutien d'expert - Conseils techniques, formation et orientations fournis par Environnement Canada, Santé Canada et Pêches et Océans Canada; sur le plan régional, ils aident à déterminer les effets sur la santé et l'environnement liés aux sites aquatiques contaminés. Ils établissent et entretiennent des relations avec les administrations provinciales ou territoriales, examinent les évaluations du risque et les cotes de risque des sites afin de permettre l'établissement de listes gouvernementales des projets prioritaires et d'aider les gardiens à concevoir des plans d'assainissement, de gestion du risque ou de suivi et d'entretien pour les sites où les risques sont les plus élevés. Travaux publics et Services gouvernementaux Canada apporte aussi le soutien d'experts pour l'établissement d'outils de gestion de projet, la diffusion de l'information sur les technologies innovatrices et la liaison avec l'industrie. Pour de plus amples renseignements, consulter le Federal Contaminated Sites Action Plan - Guidance Manual (Jacques Whitford, 2008).

Superficiel - À la surface.

Surveillance - Observation de la variation ou des tendances des paramètres de mesure (p. ex. les concentrations de contaminants dans différents milieux, la situation des populations résidentes de biotes).

Toxicité - Production de tout dommage, permanent ou temporaire, au fonctionnement d'un organisme humain ou non; le potentiel inhérent ou la capacité d'une substance de causer des effets nocifs chez un organisme vivant. Définie par la partie 5, article 64, de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement : « avoir, immédiatement ou à long terme, un effet nocif sur l'environnement ou sur la diversité biologique; mettre en danger l'environnement essentiel pour la vie; ou constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaine ».

Toxicité aiguë - Toxicité dont l'apparition est soudaine, la durée brève et l'intensité assez forte pour induire une réponse rapide. La durée des essais de toxicité aiguë dans le milieu aquatique est généralement de l'ordre de quelques jours, et la réponse mesurée est la mortalité.

Toxicité chronique - Réponse biologique de nature relativement lente et durable, généralement associée à des concentrations d'un agent de stress (p. ex. un produit chimique) plus faibles que celles qui causent une toxicité aiguë.

Utilisation de la zone - Degré d'utilisation d'une zone (p. ex. pour l'alimentation ou l'alevinage) par des organismes comme les poissons.

Voie de passage - Trajet qu'emprunte une substance chimique ou une matière dangereuse pour se déplacer dans l'environnement.

Zone de référence - Zone semblable au lieu contaminé qui fait l'objet d'une évaluation, mais où le taux de contamination est faible ou même minime. Caractéristiques : paramètres physiques, chimiques et biologiques à évaluer; conditions passées et présentes; objectifs et solutions d'assainissement. Les zones de référence servent de points de comparaison des lieux contaminés, au cours de l'évaluation des risques pour les humains et l'environnement.

Zone hyporhéique - Zone peu profonde où se mêlent les eaux souterraines et l'eau de surface (Boulton et autres, 2010).

Liste des sigles

ACO - Cadre décisionnel pour Canada-Ontario (Environnement Canada et ministère de l'Environnement de l'Ontario 2008, ACO)

AQ/CQ - Assurance de la qualité/contrôle de la qualité

CALA - Canadian Association for Laboratory Accreditation

CCME - Conseil canadien des ministres de l'Environnement

CEL - Concentration produisant un effet probable

CP - Contaminant préoccupant

CPP - Contaminant potentiellement préoccupant

CSE - Concentration seuil produisant un effet, équivalant à un objectif de qualité des sédiments faible

ÉA - Évaluation environnementale

EC - Environnement Canada

ÉD - Évaluation détaillée

EP - Examen préalable

ÉRÉ - Évaluation du risque écologique

ÉRSH - Évaluation du risque pour la santé humaine

FABS - Facteur d'accumulation biote-sédiment

GTGLC - Groupe de travail sur la gestion des lieux contaminés

GTSA - Groupe de travail sur les sites aquatiques

LCEE - Loi canadienne sur l'évaluation environnementale

LCPE - Loi canadienne sur la protection de l'environnement

LEP - Loi sur les espèces en péril

LP - Loi sur les pêches

LPNA - Liquides en phase non aqueuse

MCS - Modèle conceptuel du site

MDAC - Mise en dépôt aquatique confiné

MDC - Mise en dépôt contrôlé

MOP - Matière organique particulaire

MPO - Pêches et Océans Canada

OQD - Objectifs de qualité des données

OQS - Objectif de qualité des sédiments

PASCF - Plan d'action pour les sites contaminés fédéraux

PÉA - Plan d'échantillonnage et d'analyse

PGE - Plan de gestion de l'environnement

PPE - Plan de protection de l'environnement

RP - Récepteur préoccupant

RPP - Récepteur potentiellement préoccupant

RPQS - Recommandation pour la qualité des sédiments

SD - Source de données

SRN - Suivi du rétablissement naturel

1.0 Introduction

1.1 Contexte

Le Groupe de travail interministériel sur la gestion des lieux contaminés (GTGLC) coordonne la gestion des milliers de lieux contaminés situés sur des terres fédérales dont le gouvernement fédéral a accepté la responsabilité et qui requièrent une attention. Le Groupe de travail sur les sites aquatiques (GTSA) est un sous‑comité du GTGLC, chargé d'élaborer des lignes directrices pour l'évaluation, la classification et la gestion des sites aquatiques fédéraux financées dans le cadre du Plan d'action pour les sites contaminés fédéraux (PASCF). Les sites aquatiques sont définis comme un plan d'eau, un terrain ou une partie de terrain, complètement ou occasionnellement submergé; ils comprennent des étendues d'eau douce et d'eau de mer, y compris la zone hyporhéique (où se mélangent les eaux de surface et les eaux souterraines peu profondes; Boulton et autres, 2010), mais excluent les eaux souterraines profondes.

Le GTGLC (1999) a défini une démarche commune, axée sur le risque, pour la gestion des sites contaminés de compétence fédérale. Préconisant un processus en dix étapes, cette démarche s'est révélée un outil de gestion efficace pour les lieux contaminés terrestres, mais ne semble pas fournir des directives adaptées pour les sites aquatiques. Ces derniers diffèrent des précédents par leur difficulté d'accès, par leurs différences en matière de récepteurs et de chaîne alimentaire, par la prédominance des facteurs hydrologiques et par des interactions limitées avec les sources aériennes. Le présent document d'orientation a été élaboré pour répondre à ce besoin. Il se fonde sur le processus en dix étapes établi par le GTGLC (1999), y apportant quelques modifications et mises à jour appropriées, et combinant des aspects pertinents de l'évaluation du risque pour la santé humaine (ÉRSH) et de l'évaluation du risque écologique (ÉRÉ). Il fait également appel à l'approche du poids de la preuve décrite dans le Cadre décisionnel pour Canada-Ontario concernant l'évaluation des sédiments contaminés des Grands Lacs (Environnement Canada et ministère de l'Environnement de l'Ontario, 2008), l'ACO, approche très répandue aujourd'hui (p. ex. en Europe; Choueri et autres, 2010) et contient des orientations concernant les objectifs de qualité des données (OQD : inspiré d'USEPA, 2000, 2006) et des solutions de gestion des sédiments contaminés. Parmi les autres documents de référence utiles et pertinents, mentionnons Nikl (2006), CCME (2008) et les documents présentés à l'annexe A.

1.2 Objet

L'objet de ce document est de fournir un cadre objectif, transparent, cohérent et rigoureusement scientifique pour la détermination et l'évaluation des sites aquatiques contaminés, conformément au PASCF. Ce cadre procurerait au GTGLC une approche gouvernementale efficiente, uniforme et cohérente pour une gestion adaptée des sites aquatiques contaminés, mais il n'est pas destiné à servir de guide détaillé pour l'exécution d'une évaluation du risque ou la préparation d'une stratégie de gestion du risque. Les principales directives de mise en oeuvre du cadre sont identiques à celles de l'ACO (article 2.1, p. 3) - et doivent être appliquées conformément au bon sens. En d'autres termes, elles ne doivent pas s'appliquer de manière inflexible.

Quatre autres « règles » vont orienter l'utilisation du cadre (ACO, article 2.1, p. 3) :

Les données sur la chimie des sédiments (p. ex. les recommandations pour la qualité des sédiments [RPQS]) ne seront pas le seul facteur dans les décisions sur l'assainissement, sauf dans deux cas. Le premier concerne « les situations de contamination simple susceptible d'avoir des effets biologiques, où le coût de la poursuite des recherches dépasserait le coût de l'assainissement, et où les intervenants sont d'accord pour agir au lieu de poursuivre les études » (Wenning et autres, 2005). Il s'agit d'un schéma qui s'applique à des sites peu étendus où des contaminants sont présents en petit nombre, mais en très forte concentration (p. ex. nettement au‑dessus des seuils d'effet). Le deuxième cas concerne les sites qui font l'objet de mesures réglementaires.

En conséquence, les décisions sur l'assainissement se fonderont avant tout sur les données biologiques plutôt que sur les données chimiques puisque les RPQS d'ordre chimique ne conditionnent pas à elles seules les mesures de dépollution et doivent être employées dans un cadre d'évaluation des risques.

Les SD (sources de données, p. ex. essais toxicologiques, modèles) qui contredisent les résultats des études menées sur le terrain selon les règles et possédant les moyens appropriés pour détecter des changements (p. ex. Environnement Canada, 2002) « sont irrecevables » (Suter, 1996) dans la mesure où les autres SD ne prévoient aucun effet biologique négatif sur le terrain.

Si les impacts d'une mesure d'assainissement doivent causer plus de mal que de bien sur le plan environnemental par rapport à l'option de laisser les contaminants en place, il faut y renoncer (USEPA, 1998).

Même si le cadre fondamental ne doit pas changer avec le temps, on s'attend à ce que de nouvelles connaissances permettent de modifier et d'améliorer les outils qu'il préconise. Par exemple, Environnement Canada, en collaboration avec Pêches et Océans Canada, publiera bientôt des lignes directrices supplémentaires du PASCF pour l'évaluation des risques pour les récepteurs de haut niveau, notamment les oiseaux et les mammifères (p. ex. les risques liés à l'ingestion de sédiments; Heinz et autres, 2010).

Les meilleures données scientifiques disponibles doivent être utilisées pour appliquer ce cadre. Pour ce, une expertise de pointe dans les différentes disciplines concernées par le cadre sera nécessaire.

1.3 Auditoire cible

Ce document s'adresse aussi bien aux scientifiques qu'aux non-scientifiques, tout particulièrement ceux qui mènent des recherches sur les sites aquatiques contaminés et ceux qui auront à prendre des décisions à la suite de ces recherches.

2.0 Approche d'évaluation des sites aquatiques contaminés

Bien que ce document d'orientation contienne des renseignements utiles aux scientifiques et aux non-scientifiques, la mise en oeuvre de l'approche nécessite de solides connaissances techniques et un jugement professionnel solide. Les premières étapes consistent à recueillir l'information requise sur le site aquatique pour pouvoir prendre des décisions de gestion judicieuses. À certains endroits, il ne sera peut-être pas nécessaire de réaliser toutes les étapes de 1 à 5 avant de pouvoir prendre une décision de gestion finale (notamment pour des sites aquatiques qui ne sont visiblement pas contaminés, ou des sites aquatiques qui sont manifestement contaminés et qui, avec un minimum d'incertitude, posent un risque toxique inacceptable pour les humains ou l'environnement; figure 1). Cependant, dans la plupart des cas, il sera nécessaire de suivre les cinq étapes avant de prendre une décision de gestion finale.

Dans une certaine mesure, chaque site aquatique est unique. Ainsi, les démarches, les techniques ou les méthodes génériques de classement par ordre de priorité devront être adaptées à chaque lieu pour correctement caractériser et, s'il y a lieu, gérer les différents sites aquatiques. Les sites qui sont à la fois terrestres et aquatiques exigeront l'application du cadre terrestre du GTGLC (1999) et du présent cadre aquatique; celui-ci doit être appliqué chaque fois qu'un lieu contaminé comporte une portion aquatique.

2.1 Aperçu

Le cadre suit l'approche du GTGLC (1999) en dix étapes, organisées en différents volets : définition du problème, examen préalable (EP), évaluation détaillée (ÉD) et gestion du risque, comprenant un suivi (figure 1). L'ACO fournit des détails supplémentaires comme indiqué ci-dessous. Bien que ce document ait été préparé précisément pour les Grands Lacs, nous en avons utilisé les fondements techniques. Par exemple, la province de l'Ontario a adapté le Cadre à l'évaluation des sédiments contaminés à l'échelle de la province (Fletcher et autres, 2008) jugeant qu'il s'agissait d'un outil utile, bien que Welch et autres (2009) conseillent la mise en place d'orientations additionnelles futures pour les aspects suivants : les besoins minimums de données pour chaque source de données, l'utilisation et l'application du meilleur jugement professionnel (p. ex. Bay et autres, 2007), l'examen approprié des zones d'alimentation des organismes mobiles, par rapport aux risques qu'ils courent dans ces zones et, enfin, les risques possibles pour la santé humaine liés à l'ingestion occasionnelle de sédiments au cours de la baignade ou à l'exposition résultant de l'utilisation de sédiments contaminés dans l'amendement de jardins.

Même si ces orientations additionnelles peuvent se révéler utiles et devraient être intégrées chaque fois que possible, le cadre décisionnel d'Environnement Canada et du ministère de l'Environnement de l'Ontario (2008) est actuellement suffisant et devrait être utilisé pour évaluer les sites aquatiques contaminés conformément au PASCF, comme partie intégrante des étapes 1 à 5 décrites ci-dessous. Les recommandations de Welch et ses collaborateurs (2009), comme nous l'avons indiqué précédemment, devraient être prises en compte par les professionnels techniques qui mettent en oeuvre cette approche. Les sources de données permettant de déterminer, suivant le cadre décisionnel, si les sites aquatiques sont contaminés ou suspects, et utilisées pour la gestion du risque et le suivi subséquents, peuvent être classées dans trois catégories générales : évaluation de l'exposition ou des effets directs dans la colonne d'eau; évaluation de l'exposition ou des effets directs dans les sédiments; évaluation de l'exposition et des effets indirects par transfert des contaminants - en particulier par la bioamplification - susceptible d'affecter les niveaux trophiques supérieurs, notamment les êtres humains. Comme l'ACO, ce document s'intéresse principalement au risque écologique et ne traite pas les situations dans lesquelles les préoccupations potentielles pour la santé humaine sont associées au contact cutané avec des sédiments contaminés (p. ex. baignade, pêche à gué) ou par d'autres voies d'exposition (p. ex. inondation causant la contamination de sols et de jardins résidentiels par des sédiments aquatiques). Il n'examine pas non plus les questions de concentrations inacceptables de contaminants ne subissant pas de bioamplification, comme le Cd, le Pb et les HAP, dans le poisson ou les crustacés. Dans ces situations, une évaluation préalable du risque pour la santé humaine doit être envisagée pour évaluer les risques et en informer le grand public.

Comme l'ont remarqué Jaagumagi et Persaud (1996), « étant donné la complexité de l'évaluation des sédiments contaminés, il est essentiel que des scientifiques spécialistes de la chimie des sédiments (devenir, transport et spéciation des composés chimiques), des essais de toxicité des sédiments, de l'évaluation des communautés benthiques, des effets sur la chaîne alimentaire et de la statistique environnementale aident les groupes d'intervenants à interpréter les données, particulièrement pour déterminer les différences ou les effets de la contamination des sédiments par rapport aux conditions de référence.

On trouvera à l'annexe A une liste des documents disponibles en ligne qui sont utiles pour chacune des dix étapes illustrées à la figure 1. Voici par ailleurs un aperçu de l'approche en dix étapes :

Collecte de l'information :

Les deux étapes qui suivent correspondent à l'examen préalable, tel que décrit dans l'étape 1 et la première partie de l'étape 2 de l'Accord Canada-Ontario, ACO, (2008, pages 7-8).

Étape 1 : Détermination des sites aquatiques suspects - Détermination des sites aquatiques que l'on soupçonne d'être contaminés d'après les activités (passées ou présentes) qui sont menées sur les lieux ou à proximité, comprenant un examen préliminaire des données antérieures disponibles. Les sites aquatiques suspects sont destinés à une évaluation plus approfondie et les sites qui, à cette étape, sont jugés non contaminés sont exclus de toute étude ultérieure.

Étape 2 : Examen historique - Collecte et examen détaillé de toutes les données antérieures pertinentes se rapportant aux sites aquatiques suspects. Cette étape, qui correspond à la première phase d'une évaluation environnementale de site, comprend une analyse des données et une inspection des lieux, tandis que les étapes 3 et 5 nécessitent un échantillonnage sur le terrain. On établit ensuite un modèle conceptuel du site (MCS; annexe C) ainsi qu'un plan d'échantillonnage et d'analyse (PÉA) qui devraient être examinés par les intervenants et, le cas échéant, par les peuples autochtones.

Examen préalable du risque (EP)

Les deux étapes suivantes correspondent à la fin de l'examen préalable et à l'évaluation quantitative préliminaire, comme l'indiquent la dernière partie de l'étape 2 et l'étape 3 de l'accord d'Environnement Canada et du ministère de l'Environnement de l'Ontario; les parties 4 et 5 de l'accord peuvent servir d'information pour la classification des sites (ACO, 2008, pages 7-18 [la matrice décisionnelle présentée à l'annexe E du présent document]).

Figure 1 : Étapes de l'évaluation et de la gestion des sites aquatiques contaminés

(Source : Golder Associates Ltd). Comme le montre la figure, les étapes ne sont pas toutes nécessaires et ne doivent pas nécessairement être accomplies dans l'ordre.

Figure 1 : étapes de l'évaluation et de la gestion des sites aquatiques contaminés
Version textuelle

Dans le cadre du Plan d’action pour les sites contaminés fédéraux, le traitement et la gestion des sites contaminés de compétence fédérale respectent un processus en dix étapes. La gestion de ces sites débute par une phase de collecte de renseignements au cours de laquelle on détermine les sites aquatiques soupçonnés de contamination (étape 1) et on mène un examen historique (étape 2). Si, au cours de l'étape 1, on détermine que le soupçon de contamination du site aquatique n'est pas fondé, aucune mesure de gestion n'est nécessaire. Cependant, si on soupçonne que le site aquatique est contaminé, on doit l'inscrire à l'Inventaire des sites contaminés fédéraux et mener un examen historique (étape 2). Si, à la suite de l'étape 2, on détermine que le soupçon de contamination du site aquatique n'est toujours pas fondé, aucune mesure de gestion n'est nécessaire. Si on soupçonne que le site est contaminé, on doit mener une évaluation préalable du risque afin d'élaborer et de mettre en œuvre un programme d'essais initiaux (étape 3), puis classifier le site aquatique (étape 4). Si, à la suite de l'étape 3 ou de l'étape 4, on détermine que le site aquatique n'est pas contaminé, aucune mesure de gestion n'est nécessaire. Il est à noter que, bien que l'on passe généralement à l'étape 5 après avoir déterminé un site contaminé, certains sites contaminés faisant partie de la classe 1 requièrent de sauter de l'étape 4 à l'étape 7. Si, à la suite de l'étape 3 ou de l'étape 4, on détermine que le site aquatique est contaminé, on doit mener une évaluation détaillée du risque afin d'élaborer et mettre en œuvre un programme d'essais détaillés (étape 5), puis reclassifier le site aquatique (étape 6). Si, à la suite de l'étape 5 ou de l'étape 6, on détermine que le site aquatique n'est plus contaminé, aucune mesure de gestion n'est nécessaire. Si on détermine que le site aquatique est contaminé, la dernière phase comprend la gestion du risque du site en question. On élabore (étape 7) et met en œuvre une stratégie de gestion du risque (étape 8; peut comprendre l'assainissement). On procède ensuite à l'échantillonnage de confirmation (étape 9) et au suivi à long terme (étape 10) pour confirmer l'atteinte des objectifs de gestion et d'assainissement. Si les objectifs d'assainissement n'ont pas été atteints, on doit retourner à l'étape 7, qui consiste à élaborer une stratégie de gestion du risque, et suivre les étapes suivantes jusqu'à ce que les objectifs d'assainissement soient atteints. L'atteinte de ces objectifs signifie que le site aquatique contaminé a été traité et géré. Il est à noter que les étapes ne sont pas toutes nécessaires et qu'elles n'ont pas à être suivies dans l'ordre.

Étape 3 : Programme d'essais initiaux - Le Plan d'échantillonnage et d'analyse est mis en oeuvre; il fournit des renseignements qui viennent s'ajouter à l'examen historique (étape 2, ci-dessus), afin de caractériser le site aquatique soupçonné de contenir des contaminants et des récepteurs potentiellement préoccupants. Le MCS est mis à jour à partir de ces résultats. Cette information, qui correspond à la deuxième phase de l'évaluation environnementale du site, sert à réaliser un recensement préliminaire des sites aquatiques contaminés et des sites considérés comme non contaminés avec le soutien d'experts (d'Environnement Canada, de Santé Canada et de Pêches et Océans Canada).

Étape 4 : Classification du lieu contaminé - D'après les renseignements obtenus aux étapes 1 à 3 ci-dessus, le site aquatique que l'on soupçonne d'être contaminé est classé, au moyen du Système de classification des sites aquatiques (2009) du PASCF, par ordre de priorité en vue d'être soumis à une étude approfondie (ÉD - étape 5, ci-dessous) ou à des interventions de gestion du risque, ou encore d'être exclu de toute étude ultérieure.

Évaluation détaillée du risque (ÉD)

Les deux étapes suivantes correspondent respectivement aux étapes 6 (évaluation quantitative détaillée) et 7 (évaluation des sédiments profonds au besoin) du document d'Environnement Canada et du ministère de l'Environnement de l'Ontario (2008, pages 20-22).

Étape 5 : Programme d'essais détaillés - Les essais détaillés sont fondés sur les étapes précédentes et visent à atténuer les incertitudes et à permettre la prise de décisions éclairées concernant la nécessité des mesures d'assainissement ou de gestion du risque. Le MCS est mis à jour à partir de ces résultats. Cette information, qui correspond à la troisième phase de l'évaluation environnementale du site, sert à réaliser un autre recensement préliminaire des sites aquatiques contaminés et des sites considérés comme non contaminés avec le soutien d'experts (d'Environnement Canada, de Santé Canada et de Pêches et Océans Canada).

Étape 6 : Reclassification du lieu contaminé - La classification du site aquatique à l'étape 4 est révisée et corrigée en fonction des conclusions de l'étape 5 ci-dessus, au moyen du Système de classification des sites aquatiques (2009) du PASCF. Les sites aquatiques sont alors classés par ordre de priorité en vue de la prise de mesures de gestion ou exclus de toute étude ultérieure.

Les étapes qui précèdent constituent une approche séquentielle permettant de déterminer si les sites aquatiques suspects sont contaminés et, le cas échéant, s'il convient de prendre des mesures de gestion du risque ou d'assurer un suivi subséquent (ci-dessous). L'incertitude est à son summum au point de départ (c.-à-d. au moment de la définition du problème) et à son minimum après l'évaluation détaillée; toutefois, les besoins de données et, par conséquent, les coûts augmentent graduellement, de l'étape 1 à l'étape 6 (figure 2).

Figure 2 : Approche séquentielle de l'évaluation du risque (étapes 1 à 6)

(Source : Golder Associates Ltd.) (Définition du problème = étapes 1-2; examen préalable = étapes 3-4; évaluation détaillée = étapes 5-6)

FFigure 2 : Approche séquentielle de l'évaluation du risque (étapes 1 à 6)
Version textuelle

Figure 2 : Les étapes 1 à 6 du processus en dix étapes pour traiter et gérer les sites aquatiques contaminés comprennent une approche séquentielle à la gestion du risque. Le fait de passer de la phase de la collecte d'informations (étapes 1 et 2) à la phase de l'évaluation préalable du risque (étapes 3 et 4), puis à celle de l'évaluation détaillée du risque (étapes 5 et 6) permet de diminuer le risque d'incertitude, mais les besoins en matière de données augmentent à mesure.

Gestion du risque (stratégie) :

Étape 7 : élaboration d'une stratégie de gestion du risque - Élaboration d'un plan adapté au site, comprenant habituellement l'assainissement, à partir de l'information recueillie au cours des étapes précédentes y compris l'évaluation du risque comme approche d'élaboration des objectifs d'assainissement.

Étape 8 : Mise en oeuvre de la stratégie de gestion du risque - Le plan particulier au site élaboré à l'étape 7 est mis en oeuvre.

Gestion du risque (suivi) :

Étape 9 : Échantillonnage de confirmation - Des prélèvements d'échantillons et des analyses appropriés sont effectués pour vérifier et consigner le succès immédiat de la stratégie de gestion du risque élaborée à l'étape 7 et mise en oeuvre à l'étape 8. Il est possible que des mesures additionnelles de gestion du risque soient nécessaires selon les résultats de l'échantillonnage (p. ex. pour gérer les résidus de dragage, ce qui pourrait nécessiter de revoir l'étape 7 ou des étapes antérieures).

Étape 10 : Suivi à long terme - Des prélèvements d'échantillons et des analyses appropriés sont effectués pour vérifier et consigner le succès à long terme de la stratégie de gestion du risque élaborée à l'étape 7, mise en oeuvre à l'étape 8 et analysée à l'étape 9. Selon les conclusions de ce suivi à long terme, il est possible que des mesures additionnelles de gestion du risque soient nécessaires (p. ex. revoir l'étape 7 ou des étapes antérieures). Toutefois, si le suivi à long terme révèle que les objectifs d'assainissement seront atteints dans un avenir prévisible, on peut mettre fin au suivi et le site aquatique contaminé peut être déclaré correctement assaini.

Les étapes présentées ci-dessus sont décrites en détail dans les sections qui suivent.

2.2 Collecte de l'information :

Les étapes de la collecte d'information sont illustrées sur la figure 3 ci-dessous. L'étape 3 est le programme d'essais initiaux.

Figure 3 : Étapes 1 et 2 de l'évaluation et de la gestion des sites aquatiques contaminés
Figure 3 : étapes 1 et 2 de l'évaluation et de la gestion des sites aquatiques contaminés
Version textuelle

La phase de collecte d'informations correspond aux deux premières étapes du processus en dix étapes pour traiter et gérer les sites aquatiques contaminés. Au cours de l'étape 1, on détermine les sites aquatiques soupçonnés de contamination. Si, à la suite de l'étape 1, on détermine que le soupçon de contamination du site aquatique n'est pas fondé, aucune mesure de gestion n'est nécessaire. Cependant, si le site aquatique est apparemment contaminé, on doit l'inscrire à l'Inventaire des sites contaminés fédéraux et mener un examen historique (étape 2). Si, à la suite de l'étape 2, on détermine que le soupçon de contamination du site aquatique n'est toujours pas fondé, aucune mesure de gestion n'est nécessaire. Si on soupçonne que le site est contaminé, on doit passer à l'étape suivante.

2.2.1 étape 1 : Détermination des sites aquatiques suspects

Justification : Tirer parti de l'information disponible pour déterminer les sites aquatiques suspects nécessitant un examen supplémentaire et exclure les sites aquatiques dont on peut dire, avec un degré de certitude raisonnable, qu'ils ne sont pas contaminés à un niveau préoccupant. Si l'information recueillie est insuffisante pour classer les sites, une nouvelle étude doit être effectuée (étape 2).

Les sites aquatiques contaminés sont généralement adjacents à des lieux d'activités commerciales, industrielles ou de rejet de déchets, actifs ou antérieurs, et ils ont reçu ou reçoivent des contaminants par des rejets directs, des fuites ou des déversements. Ils peuvent aussi se trouver en aval d'une source directe de contaminants du milieu aquatique (p. ex. une aire de dépôts en aval). Il convient de prendre en compte les facteurs hydrologiques qui régissent les mouvements des sédiments dans un bassin (débit, morphologie du chenal, pente d'écoulement, ordre du cours d'eau, etc.). La détermination des sites aquatiques suspects peut s'appuyer sur divers facteurs, notamment l'emplacement (compte tenu des activités passées ou présentes sur le site aquatique ou à proximité), comme indiqué ci-dessus, les données historiques et actuelles sur le milieu ou sur d'autres aspects (p. ex. des comptes rendus dans les journaux de la fermeture de plages, de mortalité massive de poissons, de restrictions imposées aux pêcheurs), les plaintes des citoyens (des signes visuels ou olfactifs de contamination dans les eaux recouvrant les sédiments), l'information fournie par les pêcheurs sportifs des environs (absence de poisson dans certaines zones, tumeurs ou malformation des poissons) ou les dispositions de cession/dessaisissement d'un terrain susceptibles de donner lieu à un examen du lieu dans le cadre d'une initiative de vérification préalable à une opération commerciale.

Cette étape sert en particulier à classer les sites aquatiques en deux catégories :

  1. les sites aquatiques qui ne présentent pas de risque pour la santé humaine ou pour l'environnement (c.-à-d. les sites sans aucun signe de contamination dépassant les concentrations de fond ou de référence);
  2. les sites aquatiques qui pourraient présenter un risque pour la santé humaine ou pour l'environnement (soit les sites où l'on a décelé des signes de contamination supérieurs aux concentrations de fond ou de référence, ou pour lesquels on ne dispose pas d'information suffisante pour prendre une décision finale).

Les sites aquatiques qui entrent dans la catégorie a) ne nécessitent pas d'études supplémentaires. Les sites classés dans la catégorie b) doivent être inscrits à l'Inventaire des sites contaminés fédéraux et étudiés de manière plus approfondie. Cette étude commence par un examen historique (étape 2, section 2.2.2 ci-dessous).

2.2.2 Étape 2 : Examen historique

Justification : Tirer parti des renseignements historiques pour guider de façon appropriée l'échantillonnage et l'analyse subséquents (nouvelle collection de données p. ex.), et pour éviter de produire de nouvelles données lorsque celles-ci existent déjà.

Il est recommandé de recueillir et examiner le plus de renseignements passés et présents possible sur le site aquatique. L'examen des renseignements disponibles doit porter notamment sur les éléments suivants, sans devoir s'y limiter : les rapports disponibles; les photographies aériennes; les documents des organismes de réglementation (p. ex. les lettres d'avis ou les autorisations, les rapports d'inspection, les directives de l'inspecteur, les autorisations de rejet provinciales ou autres, les rapports de déversement, les mesures d'application de la loi, toute mesure de compensation ou de traitement de l'habitat sur les lieux ou dans le voisinage immédiat); l'information provenant de sources industrielles adjacentes ou autres, y compris les rapports sur l'environnement et les documents d'entreprises. En outre, il convient de faire une visite sur place et, si c'est possible et approprié, d'interviewer des personnes renseignées (des résidants de l'endroit, d'anciens employés ou des retraités d'installations adjacentes). Les organismes de réglementation fédéraux (Pêches et Océans Canada [MPO] et Environnement Canada) et provinciaux devraient être consultés à ce stade et devraient participer de façon appropriée aux étapes subséquentes. L'historique du site doit être établi à partir de l'information mentionnée ci-dessus. Il servira à caractériser les activités et les produits chimiques qui ont été ou qui pourraient avoir été utilisés, ou à dresser la liste des produits chimiques associés aux activités connues, à partir des sources de données.

Il faut aussi déterminer quelles sont et quelles ont été les utilisations antérieures et actuelles du site. Cette information peut souvent être obtenue en consultant des bases de données en ligne, différentes personnes comme il est indiqué ci-dessus, ou en recueillant des connaissances écologiques traditionnelles auprès des utilisateurs des ressources, autochtones et autres. Particulièrement pour les sites aquatiques, le personnel de l'application de la loi des organismes locaux de gestion des ressources connaît généralement les activités d'exploitation et les zones en usage actuellement ou de façon intermittente.

L'examen historique ainsi que les renseignements recueillis à l'étape 1 donneront les informations nécessaires à une première prise de décision et, si nécessaire, à une évaluation supplémentaire. Dans la mesure du possible, cet examen servira particulièrement à :

  • déterminer les contaminants potentiellement préoccupants (CPP) et leurs concentrations à la surface des sédiments (p. ex. < 10 cm) et en profondeur (p. ex. > 10 cm) si les renseignements disponibles le permettent;
  • déterminer de possibles sources de contamination antérieure ou actuelle (p. ex. rejet ou migration hors site);
  • déterminer les récepteurs potentiellement préoccupants (RPP) susceptibles de subir les effets des contaminants potentiellement préoccupants (CPP), p. ex. les espèces de poissons et leur habitat, les espèces inscrites sur la liste de la Loi sur les espèces en péril (LEP) ou les espèces inscrites à l'échelle provinciale, les pêches commerciales, sportives ou de subsistance de quelque espèce que ce soit et d'autres récepteurs dont peuvent dépendre ces espèces;
  • déterminer l'activité humaine sur le site (y compris la consommation d'éléments du biote capturés dans ou à proximité du site et l'utilisation de sédiments dans l'amendement des terres de jardin) et les récepteurs préoccupants humains potentiels;
  • déterminer les voies d'exposition par lesquelles les contaminants potentiellement préoccupants (CPP) peuvent atteindre les récepteurs potentiellement préoccupants (RPP) et avoir sur eux un effet nocif;
  • déterminer les paramètres d'évaluation appropriés (ce qu'il faut protéger, notamment les organismes qui vivent dans les sédiments, le poisson qui se nourrit de ces organismes) et les mesures des effets, ainsi que le niveau des effets relevés (ce qui est réellement mesuré, soit pour le benthos : la diversité des espèces, leur abondance, la dominance; pour le poisson : la bioaccumulation ou la bioamplification des contaminants, la diversité et l'abondance des espèces, la présence de tumeurs ou de lésions);
  • repérer tout avis concernant la santé humaine liée à la consommation;
  • déterminer les caractéristiques physico-chimiques du lieu (taille des particules sédimentaires, teneur en carbone organique, facteurs susceptibles de modifier la biodisponibilité des contaminants), y compris la stabilité des sédiments (cette dernière sera évaluée plus en détail à l'étape 5);
  • déterminer la nature de l'eau (marine, douce, saumâtre) et la dynamique physique (sédimentation, érosion, cycle des marées, action des vagues, érosion par la glace, etc.);
  • déterminer s'il y a mélange des eaux souterraines peu profondes et de l'eau de surface sur le site aquatique (soit la zone hyporhéique), l'endroit où cela se produit et l'utilisation écologique de cette zone de mélange;
  • déterminer si le site a un indice élevé de sensibilité environnementale (basé sur l'habitat et non sur l'utilisation des terres), et si la contamination provient uniquement de sources extérieures au site;
  • déterminer des emplacements d'échantillonnage de fond/de référence le cas échéant en vue d'une étude plus approfondie.

On se servira ainsi de l'information recueillie pour préparer le modèle conceptuel du site initial (MCS - annexe C; la figure 4 illustre des exemples de bioaccumulation, un indicateur de l'exposition, et la figure 5 fournit des exemples de bioamplification). Le MCS doit inclure les sources potentielles, ainsi que la nature et l'emplacement de la contamination, englobant l'information spatiale et temporelle, selon le cas. Le MCS doit aussi comprendre des indicateurs des effets nocifs par rapport au site de référence, comme la diminution du recrutement, la présence de tumeurs ou de lésions, une baisse de l'abondance et de la richesse des espèces.

Le MCS sert ensuite de base à l'établissement du plan d'échantillonnage et d'analyse (PÉA) qui indiquera les échantillons et les essais des matrices environnementales nécessaires, ainsi que les objectifs de qualité des données (OQD - annexe B), en se fondant sur les hypothèses de risque (annexe D) à étudier de manière plus approfondie pour le site aquatique suspect ou à des endroits précis du site aquatique, à l'étape 3 (section 2.3.1 ci-dessous).

Le PÉA doit établir le matériel et les techniques d'échantillonnage appropriés, la densité des échantillons, le milieu d'échantillonnage (eau, sédiments, eau interstitielle, biote, etc.) et les paramètres d'analyse (contaminants potentiellement préoccupants et facteurs pouvant modifier leur biodisponibilité et leur toxicité). Il doit aussi comprendre les « points névralgiques » et les zones de référence et devrait être conçu de manière à diminuer l'incertitude empêchant la prise de décisions de gestion éclairées. Il est important de prélever un nombre suffisant d'échantillons sur le site aquatique suspect et dans les zones de référence pour réduire l'incertitude et améliorer la prise de décisions de gestion. En cas d'étude de terrain, il est peu réaliste de s'attendre à ce qu'il existe une « aire-témoin » véritable; il faut donc prévoir des zones de référence multiples qui aideront à définir les conditions d'un site non pollué. Le CCME devrait publier prochainement un document comportant deux volets pertinents pour l'élaboration d'un PÉA : un cadre qui aiderait à la collecte de données représentatives et fiables sur l'eau de surface, les sédiments et la biologie, et des orientations sur les facteurs généraux et propres au milieu dont il faut tenir compte pour l'échantillonnage (Leigh et autres, 2009).

L'information recueillie devrait porter non seulement sur les sédiments de surface (jusqu'à environ 10 cm de profondeur) qui constituent la cible initiale étant donné que c'est là que vivent la plupart des organismes sédimentaires, mais aussi sur les sédiments profonds et leur degré de contamination sans oublier la probabilité qu'ils soient mis à découvert ou même déplacés, entraînant une incidence sur les zones environnantes. La situation des sédiments profonds doit être révisée à mesure que l'on obtient des renseignements additionnels.

Le MCS et le PÉA devraient être étudiés par les organismes de réglementation et les intervenants ainsi que, lorsqu'il y a lieu, les peuples autochtones qui devraient avoir la possibilité de donner leur point de vue avant le passage à l'étape 3. Il faut ainsi s'attendre à devoir faire des révisions au PÉA à la suite de ces examens. Le MCS doit être revu et mis à jour après l'étape 3 (section 2.3.1) et l'étape 5 (section 2.4.1), puisque l'on disposera de plus d'information et que l'incertitude entourant les différents éléments du MCS diminuera.

Figure 4 : Exemple graphique d'un modèle conceptuel de site (MCS) montrant la bioaccumulation des contaminants des sédiments dans une chaîne alimentaire aquatique en eau douce
Figure 4 : Exemple graphique d'un modèle conceptuel de site (MCS) montrant la bioaccumulation des contaminants des sédiments dans une chaîne alimentaire aquatique en eau douce

(Source : Golder Associates Ltd.) MOP = matières organiques particulaires.

Version textuelle

L'illustration du modèle conceptuel de site d'une chaîne alimentaire aquatique en eau douce renferme les éléments suivant : eaux à faible régime hydrodynamique (p. ex. segment 5D, 6), végétation aquatique (p. ex. élodée du Canada, myriophylle en épis, potamot crépu) et sédiments limoneux. La bioaccumulation des contaminants des sédiments par l'entremise de différentes voies est exposée en détail. Ces voies sont les suivantes : (i) du carbone organique des sédiments ou matières organiques particulaires aux invertébrés épifauniques, puis aux poissons-fourrages (p. ex. crapet-soleil), puis aux poissons prédateurs (p. ex. achigan à grande bouche); (ii) du carbone organique des sédiments ou matières organiques particulaires aux invertébrés épifauniques, puis aux poissons juvéniles, puis aux poissons prédateurs (p. ex. achigan à grande bouche); (iii) du carbone organique des sédiments ou matières organiques particulaires aux invertébrés épifauniques, puis aux poissons prédateurs (p. ex. achigan à grande bouche) et aux poissons de fond (p. ex. barbotte brune); (iv) du carbone organique des sédiments aux invertébrés épifauniques, puis aux poissons de fond (p. ex. barbotte brune); (v) du carbone organique des sédiments aux zooplanctons/invertébrés de la colonne d'eau (cladocères, crustacés épiphytes, nymphes de demoiselles).

Figure 5 : Exemple schématique simplifié de modèle conceptuel de site montrant la bioamplification du méthylmercure à partir des sédiments tout au long de la chaîne alimentaire aquatique jusqu'aux poissons, aux oiseaux et aux humains.
Figure 5 : Exemple schématique simplifié de modèle conceptuel de site montrant la bioamplification du méthylmercure.

(Source: Golder Associates Ltd.)

Version textuelle

Le graphique du modèle conceptuel de site illustre une chaîne alimentaire aquatique en eau douce. Il s'agit d'un exemple simplifié de la bioamplification de méthylmercure à partir des sédiments jusqu'aux poissons, aux oiseaux et aux humains. La bioamplification se produit par l'entremise des voies suivantes : (i) des sédiments (mercure ou méthylmercure) à l'eau de surface (mercure et vice versa), puis aux invertébrés benthiques par l'absorption ou l'ingestion, puis aux oiseaux et aux poissons, puis aux humains et aux oiseaux, tous par l'ingestion; (ii) des sédiments (mercure ou méthylmercure) à l'eau de surface (mercure et vice versa), puis aux plantes vasculaires, puis aux poissons, puis aux humains et aux oiseaux par l'ingestion; (iii) des sédiments (mercure ou méthylmercure) à l'eau de surface (mercure et vice versa), puis aux poissons par l'absorption, puis aux humains et aux oiseaux par l'ingestion; (iv) des sédiments (mercure ou méthylmercure) à l'eau de surface (mercure et vice versa), puis aux planctons/périphytons par l'absorption, puis aux invertébrés benthiques, puis aux oiseaux et aux poissons, puis aux humains et aux oiseaux, tous par l'ingestion; (v) des sédiments (mercure ou méthylmercure) à l'eau de surface (mercure et vice versa), puis aux planctons/périphytons, puis aux poissons, puis aux humains et aux oiseaux par l'ingestion; (vi) sédiments (mercure ou méthylmercure) à l'eau de surface (mercure et vice versa), puis aux planctons/périphytons, suivi par la conversion en mercure élémentaire et volatilisé dans l'atmosphère. Finalement, les sédiments peuvent être enterrés ou dilués.

2.2.3 Résumé de la collecte d'information

Justification : Tirer parti de l'information disponible pour déterminer les sites aquatiques suspects nécessitant une étude plus approfondie et exclure les sites aquatiques dont on peut dire, avec un degré de certitude raisonnable, qu'ils ne sont pas contaminés à un niveau préoccupant. Si l'information recueillie est insuffisante pour classer les sites, une nouvelle étude doit être effectuée (étape 2), comprenant une visite des lieux, la compilation et l'évaluation de toutes les données historiques pertinentes, ainsi que l'élaboration d'un modèle conceptuel de site (MCS) et d'un plan d'échantillonnage et d'analyse (PÉA).

Les deux premières étapes du cadre comportent une analyse des données destinée à recenser les sites aquatiques suspects à étudier de manière plus approfondie et à exclure de toute étude ultérieure les sites dont on peut affirmer avec une certitude raisonnable qu'ils ne sont pas contaminés. Un modèle conceptuel de site (MCS) est conçu pour les sites aquatiques suspects, ainsi qu'un plan d'échantillonnage et d'analyse (PÉA) (Accord Canada-Ontario, pages 7-8 et 25-26). Le PÉA est mis en oeuvre à l'étape 3 (section 2.3.1) pour tous les sites aquatiques suspects, afin de cerner les lacunes dans les données, décelées au cours de l'examen historique, et de permettre l'actualisation du MCS.

La taille des sites aquatiques évalués à l'étape 1 variera énormément. Les méthodes d'évaluation et les stratégies d'assainissement doivent tenir compte de l'étendue spatiale, ainsi que de l'ampleur de la contamination. Pour établir la portée initiale de l'évaluation, il faudra dans une certaine mesure recourir à un jugement professionnel sur les limites spatiales vraisemblables de contamination, indiquées dans le PÉA et confirmées quand les limites verticales et latérales de cette contamination auront été définies. Il faudra souvent aussi faire appel à un professionnel pour déterminer la probabilité de l'existence de « points névralgiques », qu'ils aient été ou non inclus dans les données et qu'ils aient ou non la possibilité d'influer sur la caractérisation du risque. On trouvera dans Gilbert (1987) certaines approches pour les situations où paraît justifiée une analyse quantitative plus rigoureuse des « points névralgiques » et de leur délimitation.

On s'attend à ce que les études de cas entreprises au moyen de ce cadre fournissent des orientations supplémentaires pour améliorer les procédures de détermination des sites aquatiques suspects. Ces orientations devraient aider à classer les sites aquatiques, à mieux définir la portée du PÉA et, par la suite, à affecter un ordre de priorité aux sites aquatiques suspects et contaminés. La définition du problème pourrait aussi s'inspirer d'une part, des études de cas pour définir les conditions de référence précises pour différentes étendues d'eau, de l'autre, des orientations choisir des zones de référence appropriées dans ces étendues d'eau.

2.3 Examen préalable du risque (EP)

Les étapes de l'examen préalable sont illustrées sur la figure 6 ci-dessous. Les étapes subséquentes sont soit l'évaluation détaillée (étape 5), soit la gestion du risque (étape 7).

Figure 6 : EP - étapes 3 et 4 pour l'évaluation et la gestion des sites aquatiques contaminés
Figure 6 : EP - étapes 3 et 4 pour l'évaluation et la gestion des sites aquatiques contaminés
Version textuelle

La phase de l'examen préalable au risque correspond aux étapes 3 et 4 du processus en dix étapes pour traiter et gérer les sites aquatiques contaminés. Au cours de l'étape 3, on élabore et met en œuvre un programme d'essais initiaux, alors que pendant l'étape 4, on classe le site aquatique. Si, à la suite de l'étape 3 ou de l'étape 4, on détermine que le soupçon de contamination du site aquatique n'est pas fondé, aucune mesure de gestion n'est nécessaire. Cependant, si on soupçonne que le site aquatique est contaminé, on doit passer à l'étape suivante.

2.3.1 étape 3 : Programme d'essais initiaux

Justification : Procéder à l'échantillonnage en tirant l'information nécessaire des données historiques pour déterminer si le site aquatique suspect pose ou non un risque pour l'environnement ou la santé humaine.

Le programme d'essais initiaux apportera les renseignements additionnels nécessaires pour étendre l'examen historique (étape 2, section 2.2.2 ci-dessus) et réduire l'incertitude, afin qu'il soit possible de procéder à la classification initiale du site aquatique suspect (étape 4, section 2.3.2 ci-dessous). Ce programme comprend les éléments suivants et vise à obtenir des données représentatives du site aquatique suspect à l'étude :

  • examen sur le terrain ou en laboratoire et échantillonnage, comprenant des procédures appropriées d'assurance/contrôle de la qualité (AQ/CQ);
  • analyse des échantillons par des laboratoires accrédités (p. ex. la Canadian Association for Laboratory Accreditation), y compris des procédures appropriées d'AQ/CQ;
  • interprétation et évaluation des données;
  • correction du MCS en fonction des éléments qui précèdent (p. ex. corriger les CPP, les RPP et les liens d'exposition entre eux);
  • examen préalable (EP) d'après le degré, la nature (p. ex. biodisponibilité), l'étendue et l'importance de la contamination.

L'EP devrait répondre aux questions suivantes afin de permettre la classification initiale à l'étape 4 (section 2.3.2) :

  1. Est-il possible que les sédiments soient toxiques (d'après la comparaison avec les recommandations génériques pour la qualité des sédiments [RPQS])? Cette comparaison devrait inclure les plus récentes RPQS du CCME ou, en l'absence de paramètres précis, les plus récentes lignes directrices provinciales ou territoriales. Cependant, s'il n'existe pas de recommandations canadiennes pour un paramètre donné, il est possible d'utiliser les plus récentes recommandations d'autres entités internationales (USEPA p. ex.). Dans ce cas, il faut le justifier de manière détaillée.
  2. Est-ce que la bioamplification est vraisemblable (d'après la présence de concentrations élevées des quelques produits chimiques organiques susceptibles de bioamplification)?
  3. Est-ce que ces CPP, ou d'autres, sont présents à des concentrations qui dépassent les concentrations naturelles ou de référence?

Un site aquatique suspect est jugé contaminé si la réponse aux questions 1 ou 2 est affirmative et si la réponse à la question 3 est aussi affirmative pour un ou plusieurs contaminants potentiellement préoccupants. Si les réponses sont négatives, aucune autre mesure n'est nécessaire. Autrement dit, le site aquatique suspect n'est pas jugé contaminé et peut vraisemblablement être classé « N » à l'étape 4 (section 2.3.2); cependant, il faut tout de même procéder à l'étape 4.

Plus précisément, les comparaisons et décisions qui suivent (tableau 1), inspirées du document d'Environnement Canada et du ministère de l'Environnement de l'Ontario (ACO, 2008, pages 8-9), sont établies à cette étape avec le soutien d'experts (p. ex. d'Environnement Canada, de Santé Canada et de Pêches et Océans Canada). Deux comparaisons sont effectuées. La première comparaison consiste à établir si les recommandations prudentes sur la qualité des sédiments (CSE ou RPQS - basse; p. ex. les Recommandations canadiennes pour la qualité de l'environnement du CCME) sont dépassées et à déterminer s'il y a présence ou non de substances susceptibles de bioamplification. Si les RPQS prudentes sont dépassées ou si l'on observe la présence de substances susceptibles de bioamplification, il faut alors procéder à la comparaison par rapport aux conditions de référence (le choix des sites ou conditions de référence devra être déterminé par des experts). Cette deuxième comparaison est nécessaire parce que des substances inorganiques et certaines substances organiques sont présentes dans le milieu naturel et peuvent être naturellement enrichies dans certaines zones (p. ex. zones naturellement minéralisées, suintement de pétrole) et que les sites de référence ne sont pas complètement vierges. On jugera qu'il y a un risque nécessitant une évaluation complémentaire seulement si les concentrations de CPP (y compris les substances subissant une bioamplification) sont supérieures aux conditions de référence. Les conclusions des deux comparaisons sont examinées dans le cadre large de la classification initiale des sites, plus étendue, menée à l'étape 4 (section 2.3.2), qui tient également compte d'autres facteurs de préoccupation (p. ex. munitions explosives non explosées, liquides en phase non aqueuse, effets sur la santé humaine documentés).

Tableau 1 : EP - Comparaisons et décisions
Comparaison Décision
Concentration de tous les CPP des sédiments < RPQS-basse, et aucune des substances présentes n'est susceptible de bioamplification Aucune évaluation complémentaire ou mesure d'assainissement n'est nécessaire
Concentration d'un ou plusieurs CPP des sédiments > RPQS-basse, et/ou une ou plusieurs substances présentes susceptibles de bioamplification Risque potentiel; évaluation complémentaire nécessaire suivant les détails ci-dessous
Tableau 1a : EP - Comparaisons et décisions
Comparaison Décision
[Concentration de tous les CPP des sédiments > RPQS-basse et substances présentes susceptibles de bioamplification] ≤ conditions de référence; pas de différence statistiquement significative Aucune évaluation complémentaire ou mesure d'assainissement n'est nécessaire
[Les concentrations d'un ou plusieurs CPP des sédiments > RPQS-basse et/ou une ou plusieurs substances présentes susceptibles de bioamplification] > conditions de référence et statistiquement supérieures à la référence Risque potentiel; évaluation complémentaire nécessaire

2.3.2 Étape 4 : Classification initiale du site

Justification : Déterminer si les sites aquatiques suspects sont réellement des sites aquatiques contaminés à l'aide d'une approche uniforme. Les sites qui ne sont pas jugés contaminés ne nécessitent aucune autre intervention. Ceux qui sont contaminés, mais pour lesquels reste une incertitude sur le risque posé pour la santé humaine ou l'environnement, nécessitent une évaluation plus poussée (étape 5) avant que l'on puisse établir la classification révisée (étape 6). De plus, les sites posant effectivement un risque pour la santé humaine ou l'environnement requièrent une évaluation supplémentaire en vue de l'élaboration d'une stratégie de gestion du risque (étape 7).

Cette étape de l'examen initial préalable permet de classer les sites aquatiques jugés contaminés dans l'une des cinq classes décrites ci-dessous du Système de classification des sites aquatiques (2009) du PASCF :

Le Système de classification des sites aquatiques (2009) du PASCF a été conçu pour faciliter l'évaluation du degré de préoccupation suscité par les sites aquatiques contaminés. Il présente une approche uniforme de classement de ces sites en fonction des mesures à prendre (gestion du risque ou étude complémentaire) pour protéger la santé humaine et l'environnement, en tenant compte des effets sur le milieu physique et d'autres perturbations [non chimiques].

Le Système de classification des sites aquatiques (2009) du PASCF comprend une liste de vérification pour la présélection, une page pour la description du site, un sommaire de cotation et trois feuilles de travail, que l'utilisateur doit remplir. Une cote alphabétique est attribuée (de A à F) selon la quantité d'information fournie pour la classification, puis le site aquatique contaminé est classé dans l'une des cinq classes suivantes :

  • Classe 1 - Priorité d'intervention élevée : les renseignements disponibles indiquent la nécessité d'intervenir (caractérisation détaillée du lieu ou gestion des risques) pour traiter les sujets de préoccupation. En principe, les sites aquatiques contaminés de classe 1 sont une source de grande préoccupation à l'égard de plusieurs facteurs, et les effets mesurés ou observés sont documentés. Selon l'information propre au site, l'étape 5 (absence de certitude suffisante concernant les sources ou les causes) ou l'étape 7 (certitude suffisante pour la prise de décisions en matière de gestion) est engagée pour ces sites aquatiques contaminés.
  • Classe 2 - Priorité d'intervention moyenne : les renseignements disponibles indiquent une grande possibilité d'effets nocifs, sans que généralement le risque pour la santé humaine et pour l'environnement soit imminent. Cela dit, il convient éventuellement de compléter l'étude pour confirmer la classification, et certaines mesures pourraient être requises.
  • Classe 3 - Priorité d'intervention faible : les renseignements disponibles indiquent que ces sites aquatiques contaminés ne suscitent pas actuellement de grande préoccupation. Cela dit, il convient éventuellement de compléter l'étude pour confirmer la classification, et certaines mesures pourraient être requises. Les sites aquatiques contaminés de la classe 3 peuvent ou non faire l'objet d'une évaluation supplémentaire à l'étape 5, selon les ressources disponibles. De toute évidence, il ne s'agit pas des sites aquatiques contaminés qui suscitent les plus grandes préoccupations.
  • Classe N - Priorité d'intervention nulle : les renseignements disponibles indiquent une faible probabilité d'effet environnemental important ou de menace importante pour la santé humaine. Vraisemblablement, aucune intervention ne sera nécessaire, à moins que de nouveaux renseignements ne révèlent un problème plus grave, auquel cas il faudrait réévaluer le lieu. Les sites de classe N peuvent dépasser les recommandations du CCME ou d'autres en l'absence de biodisponibilité chimique conduisant à une toxicité ou en l'absence de récepteurs ou de voies de passage pour les contaminants chimiques vers des récepteurs.
  • Classe INS - Renseignements insuffisants : les renseignements disponibles sont insuffisants pour classer ces sites aquatiques contaminés. Dans ce cas, il convient de recueillir des renseignements supplémentaires pour combler les lacunes. L'étape 5 est alors entreprise, selon les ressources disponibles et les priorités.

2.3.3 Sommaire de l'examen préalable (EP)

Justification : Procéder à l'échantillonnage en tirant l'information nécessaire des données historiques pour déterminer si le site aquatique suspect pose ou non un risque pour l'environnement ou la santé humaine. Ces données servent à classer les sites comme suit : non contaminé et ne nécessitant aucune autre étude; contaminé et nécessitant une gestion du risque et probablement un traitement (étape 7); trop d'incertitude pour classer le site sans une étude détaillée (étape 5) et sans une nouvelle classification (étape 6).

Les troisième et quatrième étapes du cadre comprennent les essais initiaux des sites aquatiques suspects, suivis d'une classification initiale. Les sites aquatiques suspects sont désignés comme sites aquatiques contaminés ou sont exclus de toute étude ultérieure. Les sites aquatiques contaminés sont ensuite classés par ordre de priorité en vue d'une étude plus poussée ou de la prise de mesures de gestion du risque.

Les essais initiaux (étape 3) sont effectués suivant le Cadre décisionnel pour Canada-Ontario concernant l'évaluation des sédiments contaminés des Grands Lacs (ACO, Environnement Canada et ministère de l'Environnement de l'Ontario, 2008, pages 11-14). Cependant, l'EP bénéficierait grandement d'orientations futures supplémentaires (fondées sur des recherches dirigées ou des études de cas p. ex.) concernant différentes étendues d'eau : eaux douces lotiques et lentiques, eaux des estuaires et eaux marines.

2.4 Évaluation détaillée du risque (ÉD)

Les étapes de l'ÉD sont illustrées à la figure 7 (Environnement Canada et ministère de l'Environnement de l'Ontario, 2008, pages 20-22). Lorsque la contamination d'un site aquatique est établie (étape 6), il faut procéder aux étapes suivantes : gestion du risque (étapes 7 et 8), puis échantillonnage de confirmation et suivi (étapes 9 et 10) du site.

Figure 7 : ÉD - étapes 5 et 6 pour l'évaluation et la gestion des sites aquatiques contaminés
Figure 7 : éD - étapes 5 et 6 pour l'évaluation et la gestion des sites aquatiques contaminés
Text version

La phase de l'évaluation détaillée correspond aux étapes 5 et 6 du processus en dix étapes pour traiter et gérer les sites aquatiques contaminés. Au cours de l'étape 5, on élabore et met en œuvre un programme d'essais détaillés, alors que pendant l'étape 6, on reclasse le site aquatique.

2.4.1 étape 5 : Programme d'essais détaillés

Justification : Procéder à l'analyse complémentaire des sites aquatiques désignés comme contaminés à l'étape 4, mais pour lesquels il faut recueillir des renseignements additionnels avant de confirmer leur statut de site aquatique contaminé et élaborer des stratégies de gestion du risque (étape 7). Les résultats de ces analyses et des comparaisons qui précèdent sont ensuite examinés dans le cadre d'une nouvelle classification des sites, plus poussée, effectuée à l'étape 6 (section 2.4.2) ci-dessous.

Le Programme d'essais détaillés est effectivement une évaluation détaillée (ÉD). Il s'applique, dans les cas hautement prioritaires, aux sites aquatiques contaminés entrant dans la classe A de l'étape 4, devant faire l'objet de mesures de gestion, mais nécessitant des informations supplémentaires pour permettre de définir les interventions précises à réaliser (p. ex. la cause des effets mesurés ou observés reste à déterminer). L'ÉD s'applique aussi par ordre de priorité aux sites aquatiques contaminés classés 2 et INS à l'étape 4 (section 2.3.2) ci-dessus.

Cette étape définit davantage la nature de la contamination du site aquatique et les effets mesurés/observés ou soupçonnés, afin de pouvoir les classer plus précisément à l'étape 6 (section 2.4.2). Le Programme d'essais détaillés porte généralement seulement sur les sujets de préoccupation définis dans le cadre du Programme d'essais initiaux (étape 3, section 2.3.1). Les objectifs particuliers de cette étape sont les suivants :

  • combler les lacunes dans les renseignements et les données, relevées à l'étape 3 du programme d'essais initiaux (c.-à-d. réduire l'incertitude). Ainsi, si l'analyse porte par exemple sur un plus petit nombre de produits chimiques qu'à l'étape 3, on prélève un plus grand nombre d'échantillons pour quantifier l'étendue de la contamination. Les concentrations de fond naturelles sont aussi mieux définies;
  • améliorer le MCS;
  • fournir les renseignements nécessaires pour actualiser la classification du site (étape 6);
  • fournir les renseignements nécessaires pour élaborer un plan d'assainissement (étape 7), au besoin, et contribuer notamment aux devis et aux documents d'appel d'offres.

Les données recueillies au cours du programme d'essais détaillés devraient être suffisamment représentatives des conditions du site aquatique contaminé pour permettre d'améliorer le MCS et de fournir des renseignements pertinents pour la prise de décisions en matière de gestion du site. Le programme d'essais détaillés comprend les éléments suivants et vise à produire des données fiables et représentatives du site aquatique contaminé analysé :

  • examen sur le terrain ou en laboratoire et échantillonnage, comprenant des procédures appropriées d'assurance/contrôle de la qualité (AQ/CQ);
  • analyse des échantillons par des laboratoires accrédités (p. ex. la CALA), y compris des procédures appropriées d'AQ/CQ;
  • interprétation et évaluation des données;

L'ÉD diffère de l'EP en ce que les mesures utilisées comprennent souvent des analyses biologiques (p. ex. essais de toxicité, échantillonnage des tissus) ou des données sur la communauté écologique (p. ex. macroinvertébrés benthiques, relevés quantitatifs des communautés végétales), tandis que l'EP se limite à des comparaisons avec des recommandations établies pour la qualité de l'environnement. Comme il sera expliqué dans la section 2.5.1, il faudrait mettre l'accent davantage sur les méthodes biologiques ou écologiques, car celles-ci ont une plus grande pertinence pour la politique de gestion des ressources (MPO, 1987) et, de ce fait, pour les objectifs de gestion des sites.

Les résultats des éléments décrits ci-dessus devraient servir à améliorer le MCS en réexaminant les CPP, les RPP et les liens d'exposition entre eux, à la lumière des données supplémentaires tirées de l'ÉD. La portée de l'ÉD devrait être basée sur l'EP et sera dictée par le degré, la nature (p. ex. la biodisponibilité), l'étendue et l'importance de la contamination.

L'ÉD doit permettre de répondre à la question suivante, en vue de la classification finale, à l'étape 6 (section 2.4.2) :

  • Le site aquatique contaminé présente-t-il un risque inacceptable tel, sur le plan humain ou écologique, que des mesures de gestion sont nécessaires?

Au cours d'une ÉD, les éléments particuliers du site à l'étude dictent, dans une plus grande mesure que dans un EP, le genre d'information nécessaire pour répondre à la question. Un MCS valable fournit les éléments requis pour comprendre le site de façon à pouvoir apporter une réponse fiable. Pour commencer, l'étendue horizontale et verticale de la contamination des sédiments et les risques écologiques ou humains connexes doivent être correctement évalués; les sédiments superficiels (jusqu'à une profondeur d'environ 10 cm) et profonds doivent être analysés au cas où il se produirait une exposition aux sédiments profonds en raison de facteurs naturels (p. ex. une crue centennale) ou anthropiques (p. ex. dragage, construction, ancrage). Il faut aussi évaluer la possibilité de migration des contaminants entraînés par les apports souterrains (p. ex. dans la zone hyporhéique) ou encore des étendues d'eau de surface ou des sédiments vers les eaux souterraines en période d'alimentation de la nappe phréatique (p. ex. au cours d'un été sec). La réponse à la question qui précède et l'information recueillie au cours de cette étape et des précédentes doivent constituer une base solide, non seulement pour les décisions sur les mesures à prendre ou non, mais aussi quant à la forme que devraient prendre ces mesures de gestion.

Les comparaisons et décisions présentées dans le tableau 2 suivant sont inspirées de l'accord d'Environnement Canada et du ministère de l'Environnement de l'Ontario (2008, pages 12-14) et sont établies à cette étape avec le soutien d'experts (d'Environnement Canada, de Santé Canada et de Pêches et Océans Canada). Elles comprennent la création de la matrice décisionnelle pour l'évaluation du poids de la preuve, laquelle est présentée en détail aux pages 14-18 du document cité et dont un exemple est donné à l'annexe E du présent document. Les risques pour la santé humaine associés à un contact direct avec des sédiments et/ou de l'eau de surface contaminés doivent également être pris en compte.

Selon le jugement des spécialistes, il faut effectuer des essais de toxicité des sédiments dans les sites contaminés par des polluants organiques et inorganiques. Les mesures chimiques seules ne suffisent pas pour prédire de façon fiable la biodisponibilité et la toxicité de ces deux types de polluants (Hamers et autres, 2010), car, par exemple, les conditions propres au site déterminent si des contaminants organiques sont biodisponibles et toxiques (Cui et autres, 2010; McDonough et autres, 2010).

Tableau 2 : EP - Comparaisons et décisions
Comparaison Décision
Aucun potentiel de bioamplification des contaminants des sédiments dans la chaîne trophique aquatique Aucune évaluation complémentaire ou mesure d'assainissement n'est nécessaire en ce qui concerne la bioamplification
Potentiel de bioamplification des contaminants des sédiments dans la chaîne trophique aquatique Risque potentiel; évaluation complémentaire nécessaire du potentiel de bioamplification
Tableau 2a : EP - Comparaisons et décisions
Comparaison1 Décision
Pour tous les paramètres de toxicité des sédiments : différence < 20 % par rapport aux stations de référence Aucune évaluation complémentaire n'est nécessaire en ce qui concerne les essais toxicologiques en laboratoire
Pour un ou plusieurs paramètres de toxicité des sédiments : différence ≥ 20 % par rapport aux stations de référence et la différence est statistiquement significative Risque potentiel; évaluation complémentaire nécessaire
Tableau 2b : EP - Comparaisons et décisions
Comparaison Décision
Les évaluations des communautés benthiques sont-elles pertinentes/possibles? Oui; réaliser ces évaluations (Accord Canada-Ontario; pages 13-14) et évaluer les résultats
Les évaluations des communautés benthiques ne sont pas pertinentes/possibles? Ne pas procéder aux évaluations de communautés benthiques ou les inclure dans l'évaluation du poids de la preuve
Tableau 2c : EP - Comparaisons et décisions
Comparaison Décision
Les concentrations de CPP dans les sédiments profonds sont < RPQS-basse et aucune des substances présentes n'a de propension à la bioamplification, ou les sédiments profonds sont très peu susceptibles d'être mis à découvert dans une suite raisonnablement prévisible de circonstances Aucune évaluation complémentaire ou mesure d'assainissement n'est nécessaire; déterminer les mesures de gestion à prendre pour les sédiments superficiels pollués
Les concentrations de CPP dans les sédiments profonds sont > RPQS-basse et/ou une ou plusieurs des substances présentes a une propension à la bioamplification et les sédiments profonds peuvent être mis à découvert dans une ou plusieurs circonstances raisonnablement prévisibles Risque potentiel; une évaluation complémentaire peut s'imposer

1 Il faut remarquer deux différences importantes par rapport au document d'Environnement Canada et du ministère de l'Environnement de l'Ontario (2008, p. 13) : la première comparaison ne comprend pas l'expression « pas de différence statistiquement significative » et précise que la différence est inférieure plutôt qu'inférieure ou égale à 20 %; la deuxième comparaison précise que la différence est supérieure ou égale à 20 % plutôt que simplement supérieure à 20 %. Il faut aussi tenir compte de la possibilité de toxicité future (p. ex. en raison de l'émergence d'eaux souterraines profondes).

2.4.2 Étape 6 : Reclassification du site

Justification : Les nouveaux renseignements obtenus à l'étape 5 sont appliqués à l'approche uniforme utilisée initialement à l'étape 4 pour classer les sites aquatiques comme contaminés ou non contaminés. Il faudra établir une stratégie de gestion du risque pour les sites aquatiques contaminés (étape 7).

Cette étape est une répétition de l'étape 4 (section 2.3.2) en utilisant les nouveaux renseignements obtenus à l'étape 5 (section 2.4.1) ci-dessus. Le Système de classification des sites aquatiques (2009) du PASCF est ici encore appliqué à la reclassification des sites aquatiques contaminés, ou alors la classification initiale est confirmée. Il ne devrait pas y avoir de site de classe INS; l'information recueillie devrait maintenant être suffisante pour que l'on puisse affecter un ordre de priorité approprié à tous les sites aquatiques contaminés.

2.4.3 Sommaire de l'évaluation détaillée (ÉD)

Justification : Les sites aquatiques qui n'avaient pas pu être classés à l'étape 4 sans renseignements supplémentaires font l'objet d'études complémentaires visant à obtenir ces renseignements (étape 5), après quoi ils sont définitivement classés (étape 6).

Les cinquième et sixième étapes du cadre comprennent des analyses détaillées des sites aquatiques contaminés, suivies d'une reclassification. Ces sites sont ensuite classés en ordre de priorité en vue de la prise de mesures de gestion ou sont exclus de toute étude ultérieure.

Les essais détaillés (étape 5) sont effectués suivant le Cadre décisionnel pour Canada-Ontario concernant l'évaluation des sédiments contaminés des Grands Lacs (Environnement Canada et ministère de l'Environnement de l'Ontario, 2008, pages 19-22). Cependant, même si ce document peut être utilisé de façon générale pour les eaux douces et les eaux marines, il s'applique plus précisément aux eaux douces. L'ÉD bénéficierait d'orientations plus précises concernant les eaux marines et celles des estuaires (p. ex. Choueri et autres, 2010).

2.5 Gestion du risque

Les étapes de gestion du risque sont illustrées sur la figure 8. Les 11 principes de gestion du risque suivants, basés sur le document de l'USEPA (2002), doivent être appliqués :

  1. vérifier les sources dès les premiers stades;
  2. faire participer la collectivité dès le départ et souvent par la suite;
  3. coordonner les activités avec les provinces, les territoires, les administrations publiques locales et les peuples autochtones;
  4. élaborer et améliorer un MCS qui tient compte de la stabilité des sédiments;
  5. utiliser une approche itérative dans un cadre axé sur le risque;
  6. évaluer attentivement les hypothèses et les incertitudes associées aux données de caractérisation du site et aux modèles du site;
  7. choisir des approches de gestion du risque adaptées aux sédiments présents, au projet et au site et qui permettront d'atteindre les objectifs axés sur le risque;
  8. fixer un niveau d'assainissement des sédiments clairement pertinent en fonction des objectifs de gestion du risque;
  9. maximiser l'efficacité des mesures de contrôle institutionnelles et reconnaître leurs limites;
  10. concevoir des mesures d'assainissement qui permettent de minimiser les risques à court terme, tout en offrant une protection à long terme;
  11. surveiller les milieux appropriés (eau, sédiment, tissus) pendant et après le contrôle des sources ou l'assainissement des sédiments afin de vérifier et de documenter l'efficacité des mesures.

Sparrevik et Breedveld (2009) décrivent l'approche norvégienne de prise de décisions en matière de gestion des sédiments, fondée sur l'évaluation du risque propre au site. Il convient de noter que l'assainissement de certains sites aquatiques contaminés sera complexe. Dans certains cas, par exemple, il faudra recourir à des essais à l'échelle du laboratoire ou à des essais géotechniques spécialisés propres au site pour évaluer la faisabilité de certaines options d'assainissement.

Figure 8 : Stratégie de gestion du risque (étapes 7-8) et suivi (étapes 7-10) pour l'évaluation et la gestion de sites aquatiques contaminés

Ces étapes font suite à l'EP et à l'ÉD.

Figure 8 : Stratégie de gestion du risque (étapes 7-8) et suivi (étapes 7-10) pour l'évaluation et la gestion de sites aquatiques contaminés

Version textuelle

Si, à la suite de l'étape 5 ou de l'étape 6, on détermine que le soupçon de contamination du site aquatique n'est pas fondé, aucune mesure de gestion n'est nécessaire. Si on détermine que le site aquatique est contaminé, la dernière phase du processus en dix étapes pour traiter et gérer les sites aquatiques comprend la gestion du risque du site en question. On élabore (étape 7) et met en œuvre une stratégie de gestion du risque (étape 8; peut comprendre l'assainissement). On procède ensuite à l'échantillonnage de confirmation (étape 9) et au suivi à long terme (étape 10) pour confirmer l'atteinte des objectifs de gestion et d'assainissement. Si les objectifs d'assainissement n'ont pas été atteints, on doit retourner à l'étape 7, qui consiste à élaborer une stratégie de gestion du risque, et suivre les étapes suivantes jusqu'à ce que les objectifs d'assainissement soient atteints. L'atteinte de ces objectifs signifie que le site aquatique contaminé a été traité et géré.

2.5.1 Étape 7 : élaborer une stratégie de gestion du risque comprenant l'assainissement

Justification : Utiliser l'information recueillie au cours du processus qui a permis de classer les sites aquatiques contaminés pour élaborer une stratégie de gestion du risque propre au site, qui comprend habituellement, mais pas toujours, l'assainissement du site et qui est ensuite mise en oeuvre à l'étape 8.

Cette étape fait appel à l'information obtenue précédemment afin d'établir une stratégie de gestion du risque pour les sites aquatiques contaminés, qui comprend généralement, mais pas toujours, une forme quelconque d'assainissement. Son but est d'élaborer une stratégie de gestion du lieu environnementale et adaptative, permettant de réduire les concentrations de contaminants biodisponibles et toxiques, de même que l'exposition à ces derniers, de sorte que les risques existants ou possibles pour les humains et l'environnement deviennent négligeables. Généralement, les sites pris en compte à l'étape 7 sont définis précisément pour ce qui est de la distribution, du devenir et du transport des contaminants ainsi que du point de vue des risques qu'ils comportent pour la santé humaine et l'environnement.

2.5.1.1 Facteurs de gestion du risque

Justification : Certains éléments communs doivent être inclus/pris en compte dans l'élaboration des stratégies de gestion du risque; il y a trois conditions préalables à la planification de l'assainissement : déterminer les causes, limiter les sources de contamination présentes et s'assurer que les mesures d'assainissement ne causent pas plus de dommages à l'environnement qu'elles n'en corrigent.

La gestion du risque suppose la présence de l'un des éléments suivants ou des deux : élimination ou réduction des contaminants; élimination ou réduction de l'exposition (c.-à-d. les liens entre les récepteurs préoccupants [RP] et les contaminants préoccupants [CP]). Les facteurs clés de toute stratégie de gestion du risque comprennent notamment :

  • le respect des normes, critères et recommandations;
  • l'efficacité à long terme et la permanence;
  • les restrictions de mise en oeuvre (p. ex. le dragage pour la navigation élimine la possibilité de confinement en milieu aquatique);
  • les coûts d'investissements et de fonctionnement;
  • les possibilités (p. ex. les utilisations futures);
  • la protection générale de la santé publique et de l'environnement;
  • la tolérance au risque (par le public, les décideurs et le promoteur);
  • l'acceptation par la communauté;
  • la stratégie de gestion du risque doit être basée sur un énoncé clair du problème nécessitant la prise de mesures et des objectifs de gestion du site. L'efficacité de toute décision de gestion du risque sera alors jugée par rapport à ces objectifs de gestion du site.

Trois autres points doivent être considérés comme des conditions préalables à la planification de l'assainissement.

  • Il est important de déterminer les causes avant de prendre des mesures d'assainissement nécessitant des ouvrages. Si les causes ne sont pas déterminées, les solutions proposées pourraient ne pas être appropriées et par conséquent les risques n'en seront pas réduits. Des méthodes de définition des causes sont décrites dans Chapman et Hollert (2006) et dans le document d'Environnement Canada et du ministère de l'Environnement de l'Ontario (2008, p. 18).
  • Il est important que les sources continues de contamination actuelles soient limitées avant toute mesure corrective nécessitant des ouvrages. Les mesures d'assainissement sont habituellement invasives sur le plan écologique et financièrement coûteuses. L'élimination ou la limitation de la source est une condition préalable à l'assainissement du milieu aquatique, afin que les perturbations associées aux mesures d'assainissement n'aient pas à être répétées. Selon le plan d'action pour les sites contaminés fédéraux, le PASCF accorde du financement à des projets d'assainissement et de gestion des risques uniquement pour les sites contaminés dans lesquels l'activité à l'origine de la contamination est antérieure au 1er avril 1998 et les sources continues de contamination ont été inactivées.
  • Il est important que les mesures d'assainissement ne causent pas plus de dommages à l'environnement qu'elles n'en corrigent. Il vaut mieux éviter les mesures d'assainissement qui offrent relativement peu d'avantages pour l'environnement par rapport aux dommages et aux coûts connexes qu'elles entraînent.

Selon les caractéristiques des contaminants et du site, l'assainissement peut se limiter à l'élimination des sources actuelles et à laisser les processus de rétablissement naturels assainir le site aquatique. Les paragraphes qui suivent se fondent sur le principe que les sources ont été éliminées.

2.5.1.2 Facteurs d'assainissement du milieu aquatique

Justification : La gestion du risque et l'assainissement ne sont pas fondés sur des recommandations générales pour la qualité de l'environnement, mais sur des objectifs d'assainissement chiffrés, propres au site et établis en adaptant les recommandations générales aux conditions particulières du site, ou en fonction de l'évaluation du risque.

Les recommandations générales pour la qualité de l'environnement ne doivent pas guider seules la prise de décisions, parce qu'elles ne contiennent aucune information sur la biodisponibilité, la toxicité ou les effets/répercussions sur les humains ou l'environnement (Wenning et autres, 2005). Elles ne doivent pas être utilisées comme des valeurs satisfaisantes ou non satisfaisantes, mais plutôt comme des éléments déclencheurs d'études plus poussées (p. ex. pendant la définition du problème de l'évaluation du risque [Desrosiers et autres, 2009]) ou, lorsque les recommandations prudentes ne sont pas dépassées, comme des valeurs d'exclusion des sites non contaminés, ou encore comme un point décisionnel indiquant qu'aucune mesure d'assainissement n'est requise. En général, on devrait disposer soit de données biologiques valables indiquant qu'une atteinte importante à l'écosystème aquatique résulte des CPP du site, soit de preuves montrant que le site présente des risques inacceptables pour la santé humaine. Une décision d'assainissement basée sur le simple dépassement numérique des recommandations générales pour la qualité de l'environnement pourrait davantage perturber un habitat aquatique que ne le font les CPP. Pour cette raison, les mesures actives d'assainissement doivent habituellement s'appuyer sur les résultats d'une ÉD. Il y aurait exception dans le cas d'un site aquatique hautement contaminé et relativement restreint, de classe a) (c.-à-d. classe 1) selon l'étape 4 (c.-à-d. un « point névralgique »), lorsque tous les intervenants conviennent qu'il faut procéder à la gestion ou à l'assainissement sans autres études (c.-à-d. que les coûts d'assainissement sont moindres que ceux de toute autre étude et que les mesures d'assainissement ne causeront pas plus d'atteintes à l'environnement qu'elles n'en corrigeront).

Mis à part le cas particulier mentionné ci-dessus, on devrait fixer des objectifs numériques d'assainissement propres au site pour protéger la santé humaine et l'environnement au même niveau de protection que celui prévu par les recommandations générales pour ces derniers. Comme indiqué précédemment, ces objectifs ne doivent pas être basés sur des recommandations générales pour la qualité de l'environnement qui, à cause de leur méthode d'établissement, sont ordinairement trop prudentes (par exemple basées sur des concentrations chimiques totales, sans tenir compte de la biodisponibilité de l'endroit). Ces recommandations sont appropriées pour les EP (étape 3, section 2.3.1), pour lesquels des hypothèses prudentes sont acceptables, mais ne sont généralement pas applicables aux objectifs de gestion du risque, comme nous l'avons mentionné antérieurement. Il faudrait plutôt élaborer des recommandations pour la qualité des sédiments ou des objectifs de qualité des sédiments (OQS) propres au site (lorsque le sédiment est l'élément concerné) d'après l'information recueillie antérieurement, en adaptant les recommandations générales aux conditions de l'endroit ou en se fondant sur une évaluation du risque (CCME, 2007; figure 9).

Figure 9 : Étapes de l'élaboration d'une stratégie de gestion du risque ou d'assainissement (étapes 7 et 8)

Source : Golder Associates Ltd. L'évaluation réalisée à l'étape 5 sert à élaborer des objectifs d'assainissement propres au site et axés sur le risque.

étapes de l'élaboration d'une stratégie de gestion du risque ou d'assainissement (étapes 7 et 8)
Version textuelle

Il faut suivre plusieurs étapes entre l'élaboration d'une stratégie de gestion du risque comprenant l'assainissement (étape 7) et sa mise en œuvre (étape 8). Pendant l'élaboration d'une stratégie d'assainissement, on utilise des recommandations ou des objectifs propres au site ainsi que des évaluations du risque pour la santé humaine et l'environnement afin d'établir les objectifs d'assainissement, alors que pendant l'élaboration d'une stratégie de gestion du risque, on doit établir des objectifs de gestion du risque. On utilise ensuite les objectifs d'assainissement et de gestion du risque pour élaborer une stratégie de gestion de site. On met ensuite en œuvre la stratégie de gestion du risque comprenant l'assainissement (étape 8).

Théoriquement, les objectifs de qualité des sédiments doivent s'appuyer sur une évaluation du risque écologique (éRé) et une évaluation du risque pour la santé humaine (éRSH) qui comprennent des données chimiques et biologiques (obtenues en laboratoire et sur le terrain). Autrement dit, ils doivent être fondés sur les renseignements obtenus précédemment, à condition que, pour l'éRé, les résultats des analyses de la communauté benthique résidante (si elles peuvent être effectuées) l'emportent sur les résultats des analyses de toxicité faites en laboratoire, à condition que ces dernières possèdent les moyens appropriés pour détecter des changements (Suter et autres, 2002; Chapman, 2007; McPherson et autres, 2008; Environnement Canada et ministère de l'Environnement de l'Ontario, 2008; Fletcher et autres, 2008).

Lorsque les objectifs de qualité des sédiments auront été établis, il sera possible de déterminer la stratégie de gestion du risque. Celle-ci exposera les mesures ou solutions précises requises pour atteindre les objectifs (p. ex. réduire ou atténuer l'exposition des RPP aux CPP). Les mesures ou solutions appropriées sont influencées non seulement par la réduction du risque, mais aussi par les besoins techniques, économiques et sociaux propres au site aquatique contaminé et aux intervenants et Autochtones touchés qui utilisent le site.

Dans certains cas, la gestion du site peut inclure un suivi plutôt que des mesures physiques (p. ex. le suivi du rétablissement naturel [SRN; Magar et autres, 2009]). Certaines mesures de gestion possibles sont décrites à la figure 10, concernant les coûts et la réduction des risques de l'endroit; des renseignements additionnels sont fournis au tableau 3. La réduction des risques sur un site aquatique contaminé peut, sans planification appropriée et mesures de contrôle, donner lieu à une augmentation du risque en dehors du site (p. ex. des eaux contaminées s'écoulant de matériaux de dragage déposés à terre et s'infiltrant dans les eaux souterraines ou les eaux de surface). Pour cette raison, il faut envisager un plan de gestion environnemental adapté (section 2.5.2) comme partie intégrante de toute activité d'assainissement de l'environnement.

Il n'y a pas de solution sans risque pour la gestion des sédiments contaminés. Il conviendrait donc d'entreprendre une analyse coûts-avantages financiers et une analyse coûts-avantages environnementaux (c.-à-d. une analyse comparative des risques) afin de faciliter la détermination de la stratégie optimale de gestion du risque et, en cas de multiples sites aquatiques contaminés, d'établir un ordre de priorité pour leur assainissement. Les principales questions à poser sont les suivantes :

  • Quels seront les changements qui découleront de la prise des mesures de gestion proposées?
  • Dans l'ensemble, ces mesures de gestion profiteront-elles à la santé humaine et à l'environnement?
  • Les mesures de gestion proposées sont-elles les meilleures à prendre ou existe-t-il de meilleures solutions?

Il faudra peut-être entreprendre des recherches pour évaluer la capacité d'application et l'efficacité des différentes mesures d'assainissement possibles du site aquatique contaminé. Il faut examiner en détail les technologies applicables au moment de choisir les mesures d'assainissement.

Figure 10 : Mesures de gestion possibles pour les sites aquatiques contaminés après limitation des sources : coûts relatifs et réduction immédiate relative du risque propre au site

(Source : Golder Associates Ltd.) (Les plans adaptés réunissent souvent ces options; cependant, la réduction du risque propre au site peut augmenter le risque ailleurs [p. ex. élimination des matériaux de dragage])

Mesures de gestion possibles pour les sites aquatiques contaminés après limitation des sources : coûts relatifs et réduction immédiate relative du risque propre au site
Version textuelle

Les mesures de gestion possibles pour les sites aquatiques contaminés sont illustrées dans un ordre selon lequel la première mesure offre la réduction immédiate du risque propre au site ainsi que le coût le plus bas. Les mesures suivantes offrent, de façon graduelle, une réduction plus immédiate du risque propre au site et un coût plus élevé. L'ordre des mesures est le suivant : (i) aucune mesure; (ii) suivi du rétablissement naturel; (iii) confinement (simple ou complexe); (iv) enlèvement superficiel (dragage/excavation et confinement); (v)traitement in situ (biologique, chimique, immobilisation); (vi) mise en dépôt contrôlé (ou mise en dépôt aquatique confiné); (vii) enlèvement complet (dragage, excavation, traitement, élimination).

Tableau 3 : Mesures de gestion possibles pour les sites aquatiques contaminés : pertinence, exigences et répercussions
Des références utiles figurent en annexe A. Le suivi est un élément obligatoire de toutes ces mesures de gestion possibles.
Restrictions Suivi du rétablissement naturel¹ Traitement sur les lieux Confinement Dragage et élimination²
Appropriée pour les sédiments aux caractéristiques suivantes Faible toxicité; effet sur les communautés benthiques; potentiel de bioamplification; risque négligeable pour la santé humaine Toxicité aiguë; substances susceptibles de bioamplification; risque pour la santé humaine Toxicité aiguë; substances susceptibles de bioamplification; possibilité de perturbation future des sédiments et d'exposition des sédiments profonds contaminés; risque pour la santé humaine
Non appropriée pour les sédiments aux caractéristiques suivantes Toxicité aiguë, substances à forte propension à la bioamplification Conditions de fond instables; produits chimiques non traitables; nécessité d'enlèvement/isolement rapide; possibilité de perturbation future des sédiments et d'exposition des sédiments profonds contaminés Conditions de fond instables; nécessité d'enlèvement/isolement rapide [appropriée pour tous les sédiments]
Exigences Aire stable/de sédimentation; taux de sédimentation suffisamment élevé; faible potentiel de perturbation (c.-à-d. conditions qui réduisent progressivement l'exposition des RPP aux CPP) Contaminants pouvant être traités dans un délai raisonnable Fond relativement uniforme; faible énergie; courte distance de déplacement des matériaux de confinement; plan d'entretien à long terme possible Minimisation de la turbidité ou des pertes de sédiments pendant l'enlèvement/la manutention; réaménagement des lieux; site de mise en dépôt
Répercussions L'utilisation de la zone peut être limitée avec répercussions économiques possibles; cependant, aucun problème de perte, élimination ou remise en suspension des sédiments L'utilisation de la zone peut être limitée; traitement de la surface des dépôts sédimentaires seulement; cependant, aucun problème d'élimination des sédiments L'utilisation de la zone peut être limitée, avec répercussions économiques possibles; peut avoir des effets sur la navigation (changement de la profondeur de l'eau); effet à court terme sur l'habitat aquatique Répercussions à court terme sur l'habitat aquatique et la navigation

1 Pour se renseigner sur le confinement par couche mince destiné à améliorer le rétablissement naturel : Merritt et autres (2010). Il faut envisager le rétablissement naturel avec suivi dans les milieux sensibles et particuliers qui subiraient des dommages irréversibles si l'on appliquait des mesures de gestion invasives comme le confinement (autre qu'un éventuel confinement par couche mince) ou le dragage.

2 Pour se renseigner sur les procédés de dragage et leur efficacité à assainir le milieu : Bridges et autres (2010).

2.5.2 Étape 8 : Mise en oeuvre de la stratégie de gestion du risque comprenant l'assainissement

Justification : La stratégie de gestion du risque élaborée à l'étape 7 est mise en oeuvre; elle comprend notamment un plan d'action pour l'assainissement, un plan de gestion de l'environnement et le choix d'un ou de plusieurs entrepreneurs appropriés pour les travaux d'assainissement.

La stratégie de gestion du risque élaborée à l'étape 7 (section 2.5.1) est mise en oeuvre au cours de cette étape. Selon le site contaminé visé, sa sensibilité ou la proximité de zones sensibles et la complexité des problèmes de contamination, les mesures d'assainissement pourront varier, allant d'un simple correctif mis en application sur une période relativement courte jusqu'à une mesure ou une combinaison de mesures complexes étalées sur une période relativement longue. L'évaluation complète de toutes les solutions, une planification attentive des mesures d'assainissement et une mise en oeuvre contrôlée, quoiqu'adaptable (gestion adaptative), faciliteront le rétablissement efficace, efficient et économique d'un site aquatique contaminé.

2.5.2.1 Préparation d'un plan d'action pour l'assainissement

Justification : Certains éléments communs doivent être abordés dans les plans de gestion de l'environnement.

Une fois la solution d'assainissement choisie, un plan d'action est établi avec l'aide d'experts (p. ex. d'Environnement Canada, de Santé Canada, de Pêches et Océans Canada et de Travaux publics et Services gouvernementaux Canada). Le Plan d'action doit inclure un programme de santé et de sécurité des travailleurs, ainsi que les documents d'appel d'offres des entrepreneurs. Un entrepreneur qualifié est retenu et, selon le niveau d'expérience et les compétences de l'équipe, il est chargé de fournir la documentation appropriée, de l'AQ/CQ et des communications avec les intervenants (et avec les peuples autochtones, s'il y a lieu) pendant la mise en oeuvre du Plan. Lorsque les entrepreneurs locaux manquent d'expérience, d'expertise ou de connaissances pour mener à bien des éléments hautement spécialisés des travaux, ces éléments peuvent être donnés en sous-traitance.

Le plan d'action doit comprendre :

  • un résumé des conclusions d'examens antérieurs du site (p. ex. des étapes 1 à 6);
  • les CPP;
  • les RPP;
  • la définition, la quantification et la caractérisation des sédiments à assainir;
  • le résumé des solutions d'assainissement évaluées et de la méthode utilisée pour le choix de la stratégie privilégiée;
  • une description détaillée de la solution d'assainissement choisie et de son application;
  • un plan de mise en oeuvre détaillé incluant un échéancier et les coûts connexes;
  • des mesures de contrôle visant à minimiser les risques pour les humains et l'environnement pendant l'application de la solution d'assainissement, notamment pour la santé et la sécurité des travailleurs;
  • un plan d'urgence en cas d'imprévus (p. ex. déversement de mazout, rejet de contaminants des sédiments dans la colonne d'eau à des taux potentiellement préoccupants);
  • la détermination du sort des contaminants résiduels;
  • la description des plans d'échantillonnage de confirmation pour la gestion du risque (étape 9) et le suivi à long terme (étape 10).

Selon la complexité et l'ampleur du projet, un examen technique indépendant du plan d'action peut être utile, de même qu'une rétroaction des intervenants et des peuples autochtones, le cas échéant. Les organismes de réglementation doivent aussi être consultés au sujet de l'acceptabilité réglementaire, de la nécessité de procéder à d'autres évaluations et des exigences réglementaires pendant la mise en oeuvre du plan.

2.5.2.2 Plan de gestion de l'environnement

Justification : Certains éléments communs doivent être abordés dans les plans de gestion de l'environnement.

Dans le cadre de la planification de l'assainissement, il faut établir un plan de gestion de l'environnement (PGE), avec l'aide d'experts (p. ex. d'Environnement Canada, de Santé Canada, de Pêches et Océans Canada et de Travaux publics et Services gouvernementaux Canada). Le PGE doit décrire les exigences relatives à la réglementation et aux autorisations requises pour le programme d'assainissement et définir les effets potentiels sur l'environnement et la façon dont ils peuvent être atténués. Le PGE expose aussi les critères de rendement environnemental (p. ex. les critères de turbidité) qui ne doivent pas être dépassés au cours des travaux, de même que les mesures à prendre au cas où ils le seraient.

Les exigences législatives varieront d'une province à l'autre. Voici quelques-unes des exigences fédérales :

Il existe un certain nombre de documents sur les bonnes pratiques de gestion, qui donnent des orientations pour les travaux de différentes natures réalisés dans l'eau ou à proximité (annexe A). Le plan de gestion de l'environnement doit indiquer les bonnes pratiques de gestion s'appliquant au projet.

Lorsque l'entrepreneur s'apprête à réaliser les travaux d'assainissement, il devrait préparer un document particulier sur l'analyse des tâches pour la gestion de la santé, de la sécurité et de l'environnement. En ce qui concerne la gestion de l'environnement, de nombreux promoteurs exigent que l'entrepreneur présente un plan de protection de l'environnement (PPE) pour le projet. Le PPE est basé sur le PGE, mais il est propre au projet et il définit les rôles et responsabilités des employés de l'entrepreneur, l'emplacement du matériel d'intervention en cas de déversements, les mesures précises qui seront prises pour respecter les niveaux déclencheurs du PGE, etc.

2.5.2.3 Critères de sous-traitance

Justification : Certains éléments communs doivent être pris en compte lorsqu'on choisit un entrepreneur pour effectuer des travaux d'assainissement.

La sélection d'un entrepreneur approprié pour la réalisation des travaux d'assainissement exige de préparer un devis détaillé et un appel d'offres et de vérifier les connaissances et l'expérience de l'entrepreneur principal et des sous-traitants relativement à l'utilisation de la technologie d'assainissement recommandée dans des conditions semblables à celles du site, ainsi que l'existence d'un programme efficace de gestion de l'environnement et de sécurité pour l'équipe de projet. Les plans et devis et l'appel d'offres doivent contenir :

  • des descriptions et spécifications concises décrivant chaque élément du plan de mise en oeuvre;
  • un énoncé clair des objectifs du plan d'action pour l'assainissement;
  • des renseignements pertinents sur le site aquatique contaminé, notamment :
    • étendue et volume des matériaux (CPP; OQS pour l'intervention/assainissement; empreinte horizontale et verticale);
    • bathymétrie/hydrologie/hydrogéologie du site;
    • propriétés physiques/géotechniques du site (p. ex. sédimentation/érosion; phénomènes violents tels que dégel/érosion par la glace, tempêtes, inondations; facteurs anthropiques tels que dragage pour la navigation, sillage d'hélices, utilisations futures);
  • des exigences clairement définies concernant la documentation et les rapports;
  • des méthodes prédéterminées pour vérifier le volume des matériaux retirés (bathymétrie, volumes expédiés par camion, etc.);
  • une demande d'information détaillée sur les coûts et sur les taux unitaires des travaux supplémentaires imprévus éventuels.

Les soumissionnaires doivent avoir la possibilité de visiter le site aquatique contaminé, de recevoir les rapports de site et de poser des questions ou de demander des précisions. Les réponses à ces questions ou demandes de renseignements doivent être communiquées à tous les soumissionnaires afin de les mettre sur un pied d'égalité.

Les projets pour lesquels toutes les approbations sont obtenues attireront généralement davantage de soumissions concurrentielles. La plupart des entrepreneurs jugent qu'il est très risqué de donner un prix global s'ils doivent demander des autorisations à différents organismes, et ils intègreront ce risque dans leur soumission en augmentant leur prix. D'autres décideront de ne pas soumissionner, ce qui réduira le caractère compétitif de l'appel d'offres.

Les propositions élaborées en réponse aux plans et devis et à l'appel d'offres doivent inclure les éléments suivants :

  • une description concise de chaque composante du plan de mise en oeuvre;
  • un calendrier détaillé des travaux;
  • un plan de santé, de sécurité et de protection de l'environnement ou des indications sur la façon dont il sera élaboré si le contrat est obtenu;
  • la description de toute étude de faisabilité proposée, y compris les essais en laboratoire;
  • un plan de surveillance du site (pour les étapes 9 et 10 ci-dessous);
  • un plan d'AQ/CQ incluant un système complet de documentation et de tenue de dossiers;
  • des produits escomptés comme des rapports de suivi environnemental, la confirmation des rapports d'assainissement, etc.;
  • un plan d'intervention d'urgence;
  • des renseignements détaillés sur les coûts.

Il est important de fournir à l'entrepreneur autant de renseignements que possible afin qu'il connaisse bien les conditions du site. Les changements par rapport aux conditions escomptées au cours du processus d'appel d'offres sont à l'origine de nombreuses contestations relatives à l'attribution de contrats.

2.5.3 Sommaire de la gestion du risque

Justification : Élaboration d'une stratégie de gestion du risque propre au site, comprenant habituellement l'assainissement, pour les sites aquatiques classés comme étant contaminés à l'étape 7, puis mise en oeuvre de la stratégie à l'étape 8.

Les septième et huitième étapes du cadre permettent d'élaborer et de mettre en oeuvre une stratégie de gestion du risque pour les sites aquatiques contaminés pour lesquels des mesures de gestion sont prévues en priorité. Les considérations et les analyses biologiques propres au site forment la base des objectifs d'assainissement d'un site aquatique contaminé. De façon générale, les objectifs d'assainissement d'un site doivent être chiffrés. La mise en oeuvre de mesures de gestion du risque doit inclure la prise en compte de la stratégie d'attribution des contrats et la manière dont l'entrepreneur, au nom de l'organisme promoteur, pourra gérer les risques en matière de santé, de sécurité et d'environnement. Les activités de gestion du risque bénéficieraient de la réalisation d'études de cas relatives à l'établissement, à l'application et à la mise en oeuvre d'objectifs chiffrés pour l'assainissement du site.

2.6 Suivi de la gestion du risque et de l'assainissement

Les étapes du suivi sont illustrées à la figure 8.

2.6.1 Étape 9 : Échantillonnage de confirmation

Justification : L'échantillonnage de confirmation vise à s'assurer que les objectifs d'assainissement ont été atteints pendant et immédiatement après la mise en oeuvre du plan d'action pour l'assainissement.

L'échantillonnage de confirmation est nécessaire pour démontrer que les risques de contamination pour les humains et l'environnement sont devenus négligeables à la suite de l'assainissement. En d'autres mots, la contamination a été éliminée (p. ex. par dragage) ou l'exposition à la contamination a été éliminée (p. ex. par SRN, traitement in situ, confinement en milieu aquatique).

La zone d'assainissement doit faire l'objet d'un échantillonnage permettant de vérifier si l'objectif d'assainissement a été atteint (p. ex. les résidus des activités de dragage ne dépassent pas les OQS). Si ces objectifs ne sont pas atteints, il faudra entreprendre d'autres activités d'assainissement, suivies d'un échantillonnage de confirmation. De telles activités pourraient nécessiter de changer de technologie d'assainissement. Par ailleurs, si les objectifs sont atteints, les activités d'assainissement et les conditions du site qui en résultent sont documentées dans un rapport. L'information sur les conditions du site après assainissement et un échantillonnage de confirmation acceptable formeront la base du suivi à long terme subséquent (étape 10, section 2.6.2).

L'échantillonnage de confirmation devrait, de préférence, mais pas nécessairement, être effectué par une tierce partie indépendante, ayant la compétence nécessaire pour ce genre de travail, au moyen de méthodes d'échantillonnage normalisées et uniformes. L'échantillonnage de confirmation comporte les éléments suivants :

  • échantillonnage sur le terrain ou essais en laboratoire, comprenant des procédures appropriées d'assurance/contrôle de la qualité (AQ/CQ);
  • analyse des échantillons par des laboratoires accrédités (p. ex. la CALA), comprenant des procédures appropriées d'AQ/CQ;
  • interprétation et évaluation des données;
  • une réponse claire à la question « Le site aquatique contaminé présente-t-il un risque inacceptable tel, sur le plan humain ou écologique, que des mesures de gestion sont nécessaires? »

La réponse à cette question sera fondée sur des recommandations ou des objectifs propres au site, visant à s'assurer que les objectifs d'assainissement sont atteints. Il faudra faire appel à des experts pour obtenir des orientations (le dépassement d'une seule recommandation entraîne-t-il la non-conformité, etc.)? Le Secrétariat du PASCF met actuellement en oeuvre un processus de fermeture de site qui comprendra un outil d'indicateur de réduction du risque. Cet outil sert à évaluer si le risque présenté par le site a été réduit à un niveau acceptable pour les mesures d'assainissement ou de gestion du risque mises en oeuvre sur place.

2.6.2 Étape 10 : Suivi à long terme

Justification : Le suivi à long terme de tous les travaux d'assainissement sert à vérifier si les objectifs d'assainissement seront atteints dans un avenir prévisible; le suivi prend fin quand cette vérification a été faite.

Le National Research Council (2007) des États-Unis a tenté de répondre à la question de savoir si le dragage, à lui seul, pouvait réduire le risque à long terme dans les mégasites Superfund aux États-Unis. Étonnamment, les responsables n'ont pu répondre à la question, ayant conclu que le suivi était inapproprié. Ils ont rappelé que le suivi environnemental faisait partie intégrante de toute solution d'assainissement et ne constituait pas une activité facultative ou « additionnelle ». Le suivi à long terme est donc une exigence de toutes les solutions d'assainissement.

Le suivi à long terme a pour objectif de confirmer que les activités d'assainissement continueront d'atteindre les objectifs dans un avenir prévisible. Michaud (2000) donne des orientations générales sur le suivi à long terme; cependant, la conception, la fréquence et la durée des éléments de suivi doivent s'ajuster au site et à la situation (annexe A). Le suivi doit être adapté et fondé sur les principes décrits par Lindermayer et Likes (2009), afin d'éviter les trois grands problèmes qui nuisent à son efficacité : les mauvais facteurs (p. ex. des facteurs politiques plutôt que des études scientifiques efficaces); une mauvaise conception initiale; le manque de clarté quant aux objectifs et aux composantes. Ce faisant, on arrivera ainsi non seulement à éviter la collecte de données inutiles et la mauvaise communication avec les intervenants (p. ex. que devrait-on surveiller?), mais aussi à favoriser l'évaluation de l'efficacité à long terme des mesures d'assainissement.

L'évaluation et les paramètres de mesure qui forment la base du suivi à long terme sont adaptés à la situation et au site, en fonction du MCS définitif (étape 5, section 2.4.1; annexe C). Le suivi à long terme doit :

  • avoir une pertinence et une nécessité clairement établies pour la gestion (il n'y a rien à gagner à faire un suivi dans le seul objectif d'en avoir fait un);
  • être transparent (c.-à-d. reproductible, avec toutes les données accessibles gratuitement) et techniquement valable (programme approprié d'assurance et de contrôle de la qualité);
  • favoriser l'intégration (à l'interne, utiliser les paramètres de mesure suivant l'approche du poids de la preuve; à l'externe, assurer le lien entre le suivi individuel à la source et le suivi régional);
  • être accepté a priori par tous les intervenants et par les peuples autochtones, le cas échéant;
  • être effectué par des professionnels compétents.

Le suivi à long terme comporte d'autres éléments nécessaires, notamment une bonne conception statistique a priori et l'adaptation aux nouvelles connaissances à mesure qu'elles sont disponibles (p. ex. des révisions itératives tout en maintenant l'intégrité des données à long terme). Il faut non seulement comparer les résultats du suivi à long terme avec les objectifs d'assainissement (p. ex. les OQS du site), mais aussi définir les tendances des concentrations de contaminants et les autres tendances possibles (p. ex. les changements qui surviennent dans les conditions du site). De fait, ces changements pourraient exiger la prise en compte de RPP additionnels ou d'autres voies d'exposition. Une augmentation constante des concentrations d'un contaminant dans le temps pourrait indiquer une migration du contaminant (p. ex. le confinement en milieu aquatique ou le traitement in situ perdant de l'efficacité avec le temps) ou une nouvelle contamination par d'autres sources. Il faut également préparer des instructions pour la non-conformité des objectifs d'assainissement.

On peut mettre fin au suivi à long terme quand on peut répondre clairement par la négative à la question suivante : « Le site aquatique contaminé présente-t-il un risque humain ou écologique inacceptable dans un avenir prévisible, de telle sorte que des mesures de gestion supplémentaires sont requises? » À ce stade, le site aquatique contaminé peut être déclaré assaini. Cependant, si les objectifs d'assainissement sont dépassés, le plan d'assainissement doit être réévalué, ce qui peut nécessiter la reprise de l'étape 7 (section 2.5.1) et la prise de mesures d'intervention d'urgence appropriées. Notons que des instructions concernant le processus de clôture du site, y compris les éléments des étapes 9 et 10, sont en préparation à Travaux publics et Services gouvernementaux Canada. En outre, le Secrétariat du PASCF met actuellement en oeuvre un processus de réduction du risque pour la gestion du risque, fondé sur l'évaluation du risque.

2.6.3 Sommaire du suivi

Justification : L'échantillonnage de confirmation (étape 9) vise à s'assurer que les objectifs d'assainissement ont été atteints pendant et immédiatement après la mise en oeuvre du plan d'action pour l'assainissement, tandis que la surveillance à long terme (étape 10) vérifie que les objectifs d'assainissement seront atteints dans un avenir prévisible.

Les deux dernières étapes du cadre portent sur l'échantillonnage de confirmation qui vise à vérifier et à documenter le succès immédiat de la stratégie de gestion du risque établie précédemment (étape 7). Il est possible que des mesures additionnelles de gestion du risque soient nécessaires. Si elles ne le sont pas ou une fois qu'elles sont prises, l'étape suivante est celle du suivi à long terme. Ce suivi prend fin quand il est certain que le site aquatique contaminé a été assaini. Malgré l'existence d'instructions générales concernant le suivi (annexe A), des études de cas seraient utiles pour donner des exemples de composantes de suivi propres à un site et des facteurs susceptibles de justifier le choix du moment et de la décision de mettre fin au suivi et de déclarer le site aquatique contaminé assaini, de façon à clore la possibilité de responsabilité future.

3.0 Références bibliographiques

ASTSWMO (Association of State and Territorial Solid Waste Management Officials). 2009. Framework for long-term monitoring of hazardous substances at sediment sites. The Sediments Focus Group. [PDF 775 KB] [en anglais seulement]

Bay S, Berry W, Chapman PM, Fairey R, Gries T, Long E, MacDonald D, Weisberg SB. 2007. Evaluating consistency of best professional judgment in the application of a multiple lines of evidence Sediment Quality Triad. Integr Environ Assess Manage 3: 491-497.

Boulton AJ, Thibault D, Kasahara T, Mutz M, Stanford JA. 2010. Ecology and management of the hyporheic zone: stream-groundwater interactions of running waters and their floodplains. J N Am Benthol Soc 29: 26-40.

Bridges TS, Gustavson KE, Schroeder P, Ells SJ, Hayes D, Nadeau SC, Palermo MR, Patmot C. 2010. Dredging processes and remedy effectiveness: relation to the 4 Rs of environmental dredging. Integr Environ Assess Manage 6: 619-630 (DOI 10.1002/ieam.71).

CCME (Conseil canadien des ministres de l'Environnement). 1996. Cadre pour l’évaluation du risque écotoxicologique : Orientation générale [PDF 2.79 MB]. Winnipeg (MN), Canada.

CCME. 1997. Cadre de travail pour l’évaluation du risque écotoxicologique : Annexes techniques [PDF 4.74 MB]. Winnipeg (MN), Canada.

CCME. 2007. Recommandations canadiennes pour la qualité de l’environnement et tableau sommaire. Winnipeg (MN), Canada.

CCME. 2008. Système national de classification des lieux contaminés : Document d’orientation [PDF 478 KB]. Winnipeg (MN), Canada. CCME 2008

Chapman PM. 2007. Don't disregard the benthos in sediment quality assessments! Mar Pollut Bull 54: 633-635.

Chapman PM, Hollert H. 2006. Should the sediment quality triad become a tetrad, a pentad, or possibly even a hexad? J Soil Sed 6: 4-8.

Choueri RB, Cesar A, Abessa DMS, Torres RJ, Riba I, Pereira CDS, Nascimento MRL, Morais RD, Mozeto AA, DelValls TA. 2010. Harmonized framework for ecological risk assessment of sediments from ports and estuarine zones of North and South Atlantic. Ecotoxicology 19: 678-696.

Cui X, Hunter W, Yang Y, Chen Y, Gan J. 2010. Bioavailability of sorbed phenanthrene and permethrin in sediments to Chironomus tentans. Aquat Toxicol 98: 83-90.

Desrosiers M, Babut MP, Pelletier M, Bélanger C, Thibodeau S, Martel L. 2009. Efficiency of sediment quality guidelines for predicting toxicity: the case of the St. Lawrence River. Integr Environ Assess Manage 6: 225-239.

Environnement Canada. 2002.Guide pour l'étude du suivi des effets sur l'environnement aquatique par les mines de métaux. Ottawa (Ontario), Canada.

Environnement Canada et ministère de l'Environnement de l'Ontario. 2008. Cadre décisionnel pour Canada-Ontario concernant l'évaluation des sédiments contaminés des Grands Lacs. Ottawa (Ontario), Canada. [PDF 1.33 MB]

Environnement Canada et ministère du Développement durable, de l'Environnement et des Parcs du Québec. 2007. Critères pour l’évaluation de la qualité des sediments au Québec et cadres d’application : prévention, dragage et restauration [PDF 1.33 MB].

Fletcher R, Welsh P, Fletcher T. 2008. Guidelines for identifying, assessing and managing contaminated sediments in Ontario: An integrated approach. Toronto (Ontario), Canada : Ministère de l’Environnement de l’Ontario.

Gilbert RO. 1987. Statistical methods for environmental pollution monitoring. New York (NY), USA: Van Rostrand Reinhold.

Groupe de travail sur la gestion des lieux contaminés (GTGLC). 1999. Approche fédérale en matière de lieux contaminés. Ottawa (Ontario), Canada : Dillon Consulting Ltd.

GTGLC. 2009. Système de classification des sites aquatiques du PASCF. Ottawa (Ontario), Canada.

Hamers T, Leonards PEG, Legler J, Vethaak AD, Schipper CA. 2010. Toxicity profiling: an integrated effectbased tool for site-specific sediment quality assessment. Integr Environ Assess Manage 6: 225-239.

Heinz GH, Beyer WN, Hoffman DJ, Audet DJ. 2010. Relating the ability of mallards to ingest high levels of sediment to potential contaminant exposure in waterfowl. Environ Toxicol Chem 29: 1621-1624.

Jaagumagi R, Persaud D. 1996. An integrated approach to the evaluation and management of contaminated sediments. Ontario Ministry of the Environment, Standards Development Branch, Environmental Standards Section, Toronto (ON), Canada.

Jacques Whitford. 2008. Document d'orientation du PASCF. Gatineau (PQ), Canada.

Leigh K, Suedkamp-Wells K, Fogg A, Henning M, Hall S, Allaway C. 2009. Development of contaminated site characterization guidance for sampling in support of human health and environmental risk assessments within Canada. Poster presented at 30th Annual North American Meeting of the Society of Environmental Toxicology and Chemistry. New Orleans (LA), USA: November 19-23, 2009.

Lindermayer DB, Likes GE. 2009. Adaptive monitoring: A new paradigm for long-term research and monitoring. TREE 24: 482-486.

Magar VS, Chadwick DB, Bridges TS, Fuchsman PS, Conder JM, Dekker TJ, Steevens JA, Gustavson KE, Mills MA. 2009. Technical guide: Monitored natural recovery at contaminated sediment sites. Environmental Technology Security Certification Program Project ER-0622.

McDonough KM, Azzolina NA, Hawthorne SB, Nakles DV, Neuhauser EF. 2010. An evaluation of the ability of chemical measurements to predict polycyclic aromatic hydrocarbon-contaminated sediment toxicity to Hyalella azteca. Environ Toxicol Chem 29: 1621-1624.

McPherson C, Chapman PM, de Bruyn A, Cooper L. 2008. The importance of benthos in weight of evidence (WOE) sediment assessments - a case study. Sci Total Environ 394: 252-264.

Merritt KA, Conder J, Kirtay V, Chadwick DB, Magar V. 2010. A review of thin-layer placement applications to enhance natural recovery of contaminated sediment. Integr Environ Assess Manage 6: 749-760.

Michaud J-R. 2000. Environmental surveillance and monitoring program for dredging and sediment management projects. Montreal (PQ), Canada: Environment Canada.

Michaud J-R. 2009. Useful references for the development of frameworks for addressing, assessment and management of contaminated sediments and dredged materials: frameworks and useful guidance documents and resources at each step. Montreal (PQ), Canada: Environment Canada.

MPO (Pêches et Océans Canada) 1987. Politique de gestion de l’habitat du poisson. Ottawa (Ontario), Canada : Gestion de l'habitat du poisson.

Nikl L. 2006. Guidance for DFO staff on the review of ecological risk assessments at federal contaminated sites. Burnaby (BC), Canada: Golder Associates Ltd.

Sparrevik M, Breedveld GD. 2009. From ecological risk assessments to risk governance: evaluation of the Norwegian management system for contaminated sediments. Integr Environ Assess Manage 6: 240-248.

Suter GW II. 1996. Risk characterization for ecological risk assessment of contaminated sites. Office of Environmental Management, US Dept of Energy, Oak Ridge (TN), USA. ES/ER/TM-20.

Suter GW II, Norton SB, Cormier SM. 2002. A methodology for inferring the causes of observed impairments in aquatic ecosystems. Environ Toxicol Chem 21: 1101-1111.

US Army Corps of Engineers, Environmental Protection Agency Region 10, Washington Department of Ecology, Washington Department of Natural Resources, Oregon Department of Environmental Quality, Idaho Department of Environmental Quality, National Marine Fisheries Service, US Fish and Wildlife Service. 2006. Sediment evaluation framework for the Pacific Northwest [PDF 2.13 MB] [en anglais seulement]. Interim Final. Seattle (WA), USA.

US National Research Council. 2003. Bioavailability of contaminants in soils and sediments: processes, tools, and applications. Washington (DC), USA: National Academies Press.

US National Research Council. 2007. Sediment dredging at Superfund Megasites: Assessing the effectiveness. Washington (DC), USA: National Academies Press.

USEPA (US Environmental Protection Agency). 1993. A review of ecological assessment case studies from a risk assessment perspective. Washington (DC), USA: Risk Assessment Forum. EPA/630/R-92/005.

USEPA. 1998. Guidelines for ecological risk assessment [PDF 629 KB] [en angalis seulement]. Washington (DC), USA: Risk Assessment Forum. EPA/630/R-95/002F.

USEPA. 2000. Data quality objectives process for hazardous waste site investigations [PDF 598 KB] [en anglais seulement]. EPA QA/G-4. Washington (DC), USA: Office of Environmental Information. EPA/600/R-96/055.

USEPA. 2002a. Principles for managing contaminated sediment risks at hazardous waste sites. Washington (DC), USA: Office of Solid Waste and Emergency Response (OSWER) Directive 9285.6-08. [PDF 75.9 KB] [en anglais seulement]

USEPA. 2002b. A guidance manual to support the assessment of contaminated sediments in freshwater ecosystems. Volume 1: An ecosystem-based framework for assessing and managing contaminated sediments [PDF 996 KB] [en anglais seulement]. Chicago (IL), USA: Great Lakes Program Office. EPA-905-B02-001-A.

USEPA. 2006. Guidance on systematic planning using the data quality objectives process [PDF 1.19 MB] [en anglais seulement]. EPA QA/G-4. Washington (DC), USA: Office of Environmental Information. EPA/240/B 06/001.

Welsh P, Benoit N, Diep N, Fletcher R, Richman L, deBarros C, Day R. 2009. Applying a new sediment assessment framework in the province of Ontario - examples and lessons learned. Poster presented at 30th Annual North American Meeting of the Society of Environmental Toxicology and Chemistry. NewOrleans (LA), USA: November 19-23, 2009.

Wenning R, Ingersoll C, Batley G, Moore M (eds). 2005. Use of sediment quality guidelines (SQGs) and related tools for the assessment of contaminated sediments [PDF 1.41 MB] [en anglais seulement]. Pensacola (FL), USA: SETAC Press.

Annexe A - Références en ligne utiles pour les étapes du Cadre

Les références sans titre de document précis renvoient à des sites Web qui contiennent plusieurs documents pertinents auxquels d'autres seront régulièrement ajoutés. Michaud (2009) fournit d'autres références.
Référence Collecte des données (étapes 1 et 2) Évaluation préliminaire du risque (étape 3) Évaluation détaillée du risque (étape 5) Gestion du risque (étapes 7-8) Suivi (étapes 9-10) Commentaires
Environnement Canada et ministère de l'Environnement de l'Ontario (2008) L'évaluation des sédiments contaminés des Grands Lacs [PDF 1.33 MB] [en anglais seulement]     Principal document d'orientation. Les étapes 4 et 6 font appel au Système de classification des sites aquatiques (2009) du PASCF
US Army Corps of Engineers et autres (2006) Sediment evaluation framework for the Pacific Northwest [PDF 2.13 MB] [en anglais seulement]     Information sur l'échantillonnage des sédiments, les techniques d'essai et l'interprétation
CCME (1996, 1997) L’évaluation du risque écotoxicologique (ÉRÉ) : Orientation générale [PDF 2.79 MB], ÉRÉ : Annexes techniques [PDF 4.74 MB]     Orientation générale pour l'évaluation du risque au Canada
USEPA Contaminated Sediments in Superfund Documents d'orientation et fiches d'information pour l'évaluation et l'assainissement des sédiments aquatiques contaminés
Environnement Canada et Ministère du Développement durable, de l'Environnement et des Parcs du Québec (2007) Qualité des sédiments au Québec [PDF 1.33 MB]       Critères pour l'évaluation de la qualité des sédiments au Québec et cadres d'application
Magar et autres (2009) Monitored Natural Recovery       Guide technique pour le rétablissement naturel surveillé des sédiments aquatiques contaminés
Environnement Canada (sous presse) PASCF d’orientation complémentaire pour l’évaluation des risques écologiques       Orientation complémentaire des directives du CCME (1997) comprenant des modules sur la sélection des essais de toxicité, le calcul de la valeur toxicologique de référence et la causalité
US Army Corps of Engineers Technical Notes and Technical Reports       Gestion des matières de dragage, technologie des opérations, évaluation et gestion du risque
USEPA Contaminated Site Clean-Up Information: Sediments       Assainissement des sédiments aquatiques contaminés
Sediment Management Work Group       Documents techniques sur l'évaluation et la gestion des sédiments
ASTSWMO (2009) Monitoring [PDF 775 KB] [en anglais seulement]         Cadre de suivi à long terme des sédiments

Annexe B - Objectifs de qualité des données (OQD)

Le processus des objectifs de qualité des données de l'USEPA (2000, 2006) constitue un outil valable pour l'évaluation des décisions à prendre, de l'information disponible en vue de la prise de ces décisions, de l'information additionnelle nécessaire et de la façon d'utiliser cette information pour la prise de décisions. L'établissement d'un modèle conceptuel de site (MCS; annexe C) est l'un des éléments de la première étape du processus des OQD.

Le processus des OQD est une méthode de planification systématique pouvant être appliquée lorsque les données servent à faire un choix entre deux conditions possibles (p. ex. conformité ou non-conformité à l'égard d'une recommandation, déterminer si des mesures de gestion sont vraiment nécessaires ou à quel point). Le processus commence par un énoncé du problème, comportant la désignation du chef de projet/décideur, des membres de l'équipe technique et des intervenants, la description précise du problème à examiner, l'évaluation de ce problème exprimée sous forme de MCS et la détermination des ressources disponibles ainsi que des restrictions (budget, ressources humaines et échéancier).

Les principales questions à étudier sont ensuite définies, de même que les mesures pouvant être prises, y compris les solutions opérationnelles potentielles. Un énoncé de décision est ensuite rédigé et les multiples décisions possibles sont structurées.

Il faut ensuite indiquer l'information nécessaire pour prendre une décision. Puis on détermine les sources de cette information, de même que le niveau d'intervention au-dessus duquel une mesure de gestion sera prise (p. ex. une limite de confiance de 95 % pour la répartition de données). Sont ensuite établies les méthodes d'analyse des données et d'échantillonnage requises pour satisfaire aux exigences relatives aux données.

Il faut définir les populations d'intérêt cibles en fonction de la plus petite sous-population ou zone, du plus petit volume ou de la durée la plus courte pour lesquels des décisions distinctes devront être prises. Dans le cadre de cet élément, il faut préciser les limites spatiales de l'étude, fixer ensuite les échéances de collecte des données et de prise de décisions et définir les restrictions concrètes à la collecte de données.

Le processus nécessite ensuite l'établissement du paramètre de population approprié (moyenne, médiane, percentile). Tous les dépassements du niveau d'intervention sont confirmés. La règle décisionnelle est établie (énoncé de type « si…, alors »).

Les éléments suivants du processus des OQD doivent être particulièrement respectés :

  • Préciser les limites tolérables des erreurs de décision : il faut déterminer l'étendue du paramètre de la population d'intérêt et choisir une hypothèse nulle. Les conséquences d'une décision incorrecte (erreur de type I ou de type II) sont examinées. On précise ensuite l'échelle des valeurs où les conséquences sont relativement mineures (une « zone grise »). Des valeurs de probabilité sont assignées à des points situés au-dessus et en dessous du niveau d'intervention, correspondant à des probabilités tolérables d'erreurs décisionnelles possibles.
  • Optimiser la conception pour l'obtention des données : il faut examiner les résultats des OQD et concevoir des solutions de remplacement pour la collecte de données. Pour chaque solution, des expressions mathématiques sont formulées. La taille de l'échantillon qui correspond aux besoins des OQD est établie.

Annexe C - Modèle conceptuel du site (MCS)

Le modèle conceptuel du site (MCS) est une description écrite et une représentation visuelle des relations prévues entre les récepteurs écologiques et les agents de stress auxquels ils sont exposés (CCME 1996, 1997; USEPA, 1998, 2002b). Les MCS permettent d'illustrer de nombreuses interactions. Ils peuvent inclure les processus de l'écosystème qui influent sur la réponse du récepteur ou des scénarios d'exposition qui établissent un lien qualitatif entre des activités d'utilisation des terres et des agents de stress. Ils peuvent aussi décrire les voies d'exposition primaires, secondaires et tertiaires ou la cooccurrence des voies d'exposition, des effets écologiques et des récepteurs écologiques.

Les MCS font partie intégrante de l'étape de définition du problème des ÉRSH et des ÉRÉ - la formulation du problème équivaut à la collecte de données (étapes 1 et 2 de ce document). L'examen d'études de cas d'ÉRÉ a révélé de nombreuses lacunes qui auraient pu être évitées si l'on avait porté plus d'attention au MCS au cours de la définition du problème (USEPA, 1993). Une bonne définition du problème (étapes 1 et 2, sections 2.2.1 et 2.2.2) diminue le risque d'exclure incorrectement des voies d'exposition et des récepteurs importants, améliore l'harmonisation des méthodes techniques avec les paramètres de mesure et d'évaluation appropriés et accroît largement la cohérence et la transparence de l'évaluation du risque. Les efforts consacrés à l'établissement du MCS sont particulièrement importants pour l'évaluation du risque du site aquatique contaminé, étant donné que ce genre d'évaluation repose sur l'approche du poids de la preuve et sur des programmes d'échantillonnage multimédia robustes, et nécessite généralement des efforts considérables pour obtenir un consensus des intervenants au sujet des critères décisionnels appropriés.

Les MCS des sites aquatiques doivent souligner la nature et l'ampleur de la contamination des sédiments et définir les voies que prennent ces contaminants pour atteindre les RPP. Élaborés dès les premiers stades de l'approche (étape 2, section 2.2.2), ils fournissent le fondement nécessaire pour obtenir de nouveaux renseignements utiles et pertinents (p. ex. pour combler les lacunes importantes dans les données) au sujet d'un site aquatique suspect et ils sont améliorés à mesure que de nouveaux renseignements sont disponibles (p. ex. aux étapes 3 et 5). L'établissement du MCS au début du processus (soit à l'étape 2) permet d'axer les ressources et les efforts subséquents de façon appropriée sur les CPP, les RPP et les voies d'exposition entre eux.

Les modèles conceptuels sont faciles à modifier à mesure que de nouvelles connaissances sont acquises; ils permettent de souligner ce que l'on connaît et ce que l'on ne connaît pas, et peuvent être utilisés pour la planification de travaux. Ils représentent un outil de communication puissant, parce qu'ils fournissent une expression explicite des hypothèses et de la compréhension d'un site aquatique, qui seront évaluées par d'autres. Ils apportent également un cadre de prévision et constituent le modèle de base de la production des hypothèses de risque (annexe C).

Les MCS des ÉRSH et des ÉRÉ sont élaborés à partir des renseignements disponibles sur les agents de stress, l'exposition possible et les effets prévus sur une entité écologique (le paramètre d'évaluation). Selon la raison pour laquelle l'évaluation du risque est entreprise, on connaît, dès le départ, une ou plusieurs de ces catégories. Le processus de création du MCS aide à déterminer les éléments inconnus.

La complexité du MCS dépend de la complexité du problème, notamment du nombre d'agents de stress, du nombre de paramètres d'évaluation, de la nature des effets et des caractéristiques du site aquatique. Pour un agent de stress unique et un paramètre d'évaluation unique, le MCS sera simple. Toutefois, quand le MCS sert à décrire de multiples voies de passage de même que des interactions entre des agents de stress et des paramètres d'évaluation multiples et diversifiés (p. ex. dans des évaluations entreprises pour protéger des valeurs écologiques), il faudra souvent des modèles beaucoup plus complexes et plusieurs sous-modèles.

Les MCS ont deux principales composantes : un ensemble d'hypothèses de risque (annexe D) qui décrivent les relations prévues entre les agents de stress, l'exposition et les éléments de mesure de l'évaluation, ainsi que la raison d'être de leur choix. Le modèle conceptuel illustre aussi les relations présentées dans les hypothèses de risque (figures 4 et 5).

Annexe D - Hypothèses de risque

Les hypothèses sont des postulats énoncés en vue d'évaluer des conséquences logiques ou empiriques, ou des suppositions acceptées provisoirement pour servir de base à l'évaluation. L'hypothèse de risque est un postulat précis à propos d'un risque pour les paramètres d'évaluation; elle peut être fondée sur la théorie et la logique, des données empiriques, des modèles mathématiques ou des modèles de probabilité. Elle est formulée à l'aide d'une combinaison de jugement professionnel et de renseignements disponibles sur le site aquatique, les sources potentielles d'agents de stress, les caractéristiques des agents de stress et les effets écologiques observés ou prévus sur des paramètres d'évaluation choisis ou possibles.

Les hypothèses de risque peuvent prédire les effets d'un agent de stress avant qu'ils ne se produisent, ou établir hypothétiquement les raisons pour lesquelles les effets écologiques observés se sont produits et, en fin de compte, ce qui a causé cet effet. Selon la portée de l'évaluation du risque, l'hypothèse de risque peut être simple ou complexe.

Les hypothèses de risque représentent les interrelations dans le MCS et ne visent pas à vérifier statistiquement les hypothèses nulles ou alternatives. Cependant, elles peuvent être utilisées pour produire des questions appropriées en vue de l'examen; les prédictions qui sont faites à partir de ces hypothèses peuvent être vérifiées de différentes façons, notamment par une approche statistique normalisée. Les hypothèses de risque permettent de préciser et d'articuler les interrelations qui sont postulées au cours de l'étude des données disponibles, des renseignements, de la documentation scientifique et à l'aide du jugement professionnel des évaluateurs de risque qui élaborent le MCS. Ce processus explicite ouvre l'évaluation du risque à l'examen par des pairs et à l'évaluation pour assurer la validité scientifique des travaux.

Bien que les hypothèses de risque soient valables même en cas d'information limitée, la quantité et la qualité des données et des renseignements auront une incidence sur la spécificité et le niveau d'incertitude associés aux hypothèses de risque et au MCS. Lorsque l'information préliminaire est contradictoire, les hypothèses de risque peuvent être formulées précisément pour établir la distinction entre les prédictions contradictoires. Ces prédictions peuvent ensuite être évaluées systématiquement soit au moyen des données disponibles pendant la phase d'analyse, soit en collectant de nouvelles données avant l'évaluation du risque. Les hypothèses et les prévisions forment un cadre d'utilisation des données qui permet d'évaluer les relations fonctionnelles (p. ex. courbes agent de stress-réponse).

Les MCS établis dès les premiers stades (étape 2) sont généralement étendus, définissant le plus grand nombre de relations possibles. À mesure que l'information y est intégrée, le caractère plausible des différentes hypothèses aide les évaluateurs de risque à trier les nombreuses relations agent de stress-effet et les processus de l'écosystème qui les influencent, pour définir les hypothèses de risque les mieux appropriées à l'étape de l'analyse. C'est à ce moment que les justifications du choix et de l'exclusion des hypothèses sont documentées. Voici des exemples d'hypothèses de risque (information mettant le problème en perspective et interrelations proposées nécessitant une évaluation) pour des sites aquatiques contaminés :

  • Déclenché par l'agent de stress : le mercure total mesuré dans les sédiments est converti en méthylmercure (meHg) et subit une bioamplification dans la chaîne alimentaire. Hypothèse : la bioamplification du mercure peut se produire chez le poisson qui se nourrit d'invertébrés vivant dans des sédiments contaminés au mercure.
  • Provoqué par les effets : la structure de la communauté benthique des sédiments contaminés est différente de celle des sédiments de référence. Hypothèse : les différences de structure de la communauté benthique, entre la zone contaminée et les zones de référence, sont dues aux effets toxiques d'un ou de plusieurs contaminants des sédiments.
  • Déclenché par la valeur écologique : la truite est une espèce importante sur les plans écologique, récréatif et économique. Les effets de sédiments fortement contaminés sur les populations de truites dans les zones où elles frayent et grandissent ne sont pas clairement définis. Hypothèse : les contaminants libérés dans la colonne d'eau par des sédiments fortement contaminés peuvent avoir des effets négatifs sur les populations de truites exposées.

Annexe E - Matrice décisionnelle

Adaptée du document d'Environnement Canada et du ministère de l'Environnement de l'Ontario (Tableaux 1 et 2, pages 16-18)

Le tableau E1 explique la marche à suivre pour déterminer l'importance relative des résultats d'analyses applicables à la chimie des sédiments, à la toxicité, au benthos et au potentiel de bioamplification.  Les constatations issues de chacune de ces sources de données sont classées selon que leur importance est faible, moyenne ou élevée et sont reportées dans la matrice décisionnelle (Tableau E2) pour déterminer les mesures à prendre.

Tableau E1 : Classement des sources de données pour l'approche du poids de la preuve en chimie, toxicité, benthos et potentiel de bioamplification
  Effet major Effet mineur Effet négligeable
Analyse chimique globale (comparaison avec les RQPS) Effets nocifs probables :
un ou plusieurs dépassements de la RQPS-haute
Effets nocifs éventuels :
un ou plusieurs dépassements de la RQPS-basse
Effets nocifs peu probables :
toutes les concentrations de contaminants < RQPS-basse
Paramètres toxicologiques (par rapport aux stations de référence) Effet majeur : réduction statistiquement significative de plus de 50 % d'un ou plusieurs paramètres toxicologiques Effet mineur : réduction statistiquement significative de plus de 20 % d'un ou plusieurs paramètres toxicologiques Effet négligeable : réduction de 20 % ou moins de tous les paramètres toxicologiques
Toxicité globale Significative : de nombreux essais ou paramètres révèlent des effets toxicologiques majeurs Potentielle : de nombreux essais ou paramètres révèlent des effets toxicologiques mineurs et/ou un essai ou paramètre révèle un effet majeur Négligeable : effets toxicologiques mineurs observés pour un paramètre au maximum
Altération du benthos (évaluation multivariable, p. ex. ordination) Différence ou grande différence par rapport aux stations de référence Différence possible par rapport aux stations de référence Équivalence par rapport aux stations de référence
Potentiel de bioamplification (par rapport aux stations de référence) Significatif Possible Négligeable
Évaluation globale du poids de la preuve Effets nocifs significatifs :
chimie : résultats élevés; réduction de plus de 50 % d'un ou plusieurs paramètres toxicologiques;
communautés benthiques : structure différente (par rapport aux stations de référence); et/ou potentiel de bioamplification significatif
Effets nocifs potentiels :
chimie : résultats élevés; réduction de plus de 20 % d'au moins deux paramètres toxicologiques; communautés benthiques : structure éventuellement différente (par rapport aux stations de référence); et/ou potentiel de bioamplification possible
Absence d'effets nocifs significatifs :
réduction mineure dans un paramètre toxicologique au plus; communautés benthiques : structure identique par rapport aux stations de référence; et potentiel de bioamplification négligeable

RPQS = recommandation pour la qualité des sédiments; Ce = concentration efficace. À noter que la définition générale d'« absence d'effets nocifs significatifs » est indépendante de la chimie des sédiments.

D'après le tableau 1; le tiret signifie « ou ». Chaque source de données peut intégrer des paramètres indépendants (p. ex. métaux, HAP, PCB pour la chimie; survie, croissance, reproduction pour la toxicité; abondance, diversité, dominance pour le benthos).

Le tableau E2 constitue une matrice décisionnelle pour déterminer les mesures à prendre dans le cas de 16 combinaisons différentes de résultats de tests issus d'analyses applicables à la chimie des sédiments, à la toxicité, au benthos et au potentiel de bioamplification.

Tableau E2 : Matrice décisionnelle pour le classement des sources de données pour l'approche du poids de la preuve.
Scénario Analyse chimique globale Toxicité¹ Altération du benthos² Potentiel de bioamplification³ Évaluation
1 Effet négligeable Effet négligeable Effet négligeable Effet négligeable Aucune mesure complémentaire n'est nécessaire
2 Effet major-Effet mineur Effet négligeable Effet négligeable Effet négligeable Aucune mesure complémentaire n'est nécessaire
3 Effet négligeable Effet négligeable Effet major-Effet mineur Effet négligeable Déterminer les causes de l'altération du benthos
4 Effet négligeable Effet major-Effet mineur Effet négligeable Effet négligeable Déterminer les causes de la toxicité des sédiments
5 Effet négligeable Effet négligeable Effet négligeable Effet mineur Évaluer pleinement le risque de bioamplification
6 Effet major-Effet mineur Effet major-Effet mineur Effet négligeable Effet négligeable Déterminer les causes de la toxicité des sédiments
7 Effet négligeable Effet négligeable Effet major-Effet mineur Effet mineur Déterminer les causes de l'altération du benthos et évaluer pleinement le risque de bioamplification
8 Effet major-Effet mineur Effet négligeable Effet major-Effet mineur Effet négligeable Déterminer les causes de l'altération du benthos
9 Effet major-Effet mineur Effet négligeable Effet négligeable Effet mineur Évaluer pleinement le risque de bioamplification
10 Effet major-Effet mineur Effet major-Effet mineur Effet négligeable Effet mineur Déterminer les causes de la toxicité des sédiments et évaluer pleinement le risque de bioamplification
11 Effet major-Effet mineur Effet négligeable Effet major-Effet mineur Effet mineur Déterminer les causes de l'altération du benthos et évaluer pleinement le risque de bioamplification
12 Effet négligeable Effet major-Effet mineur Effet négligeable Effet mineur Déterminer les causes de la toxicité des sédiments et évaluer pleinement le risque de bioamplification
13 Effet négligeable Effet major-Effet mineur Effet major-Effet mineur Effet négligeable Déterminer les causes de la toxicité des sédiments et de l'altération du benthos
14 Effet négligeable Effet major-Effet mineur Effet major-Effet mineur Effet mineur Déterminer les causes de la toxicité des sédiments et de l'altération du benthos et évaluer pleinement le risque de bioamplification
15 Effet major-Effet mineur Effet major-Effet mineur Effet major-Effet mineur Effet négligeable Mesures de gestion nécessaires
16 Effet major-Effet mineur Effet major-Effet mineur Effet major-Effet mineur Effet mineur Mesures de gestion nécessaires

¹ La toxicité renvoie aux résultats d'essais toxicologiques sur les sédiments qui ont été réalisés en laboratoire avec un ensemble d'organismes témoins et de paramètres toxicologiques. Un résultat révélant une toxicité des sédiments (résultat positif) peut indiquer que des concentrations élevées de CPP affectent les organismes d'essai. Toutefois, une toxicité non liée à la contamination des sédiments peut se produire en raison d'erreurs de laboratoire ou de problèmes avec le protocole d'analyse ou avec les organismes d'essai utilisés.

² L'altération du benthos peut être due à d'autres facteurs, soit naturels (p. ex. compétition ou prédation, différences dans l'habitat), soit anthropiques (p. ex. contamination de la colonne d'eau). Elle peut être liée à la toxicité des sédiments si une substance présente n'a pas été mesurée dans les sédiments ou si une substance présente ne fait pas l'objet de RPQS. Enfin, l'altération du benthos peut être associée à l'exposition combinée à de multiples substances.

³ Selon le tableau 1, un potentiel significatif de bioamplification (Effet major) ne peut généralement être déterminé qu'à l'étape 6 du document d'Environnement Canada et du ministère de l'Environnement de l'Ontario (2008, p. 20); l'étape 3 de ce document (pages 9-10) permet seulement de déterminer soit que le potentiel de bioamplification est négligeable, soit qu'il est possible. Toutefois, à certains endroits, il peut exister déjà des preuves suffisantes (avertissements aux consommateurs de poisson ou recherches antérieures) pour déterminer que le potentiel de bioamplification est significatif, ce qui se ferait alors à l'étape 1 (examen des données disponibles) du document d'Environnement Canada et du ministère de l'Environnement de l'Ontario (ACO, 2008, p. 7). Ainsi, si le scénario 5 ci-dessus fait ressortir un potentiel significatif de bioamplification, il faudrait prendre des mesures de gestion. Les trois autres sources de données permettent de prendre des décisions définitives à des étapes antérieures du cadre.

Une décision définitive est possible. Idéalement, des résultats élevés aux analyses chimiques devraient pouvoir être reliés à des effets biologiques observés (c. à d. en être la cause) pour garantir que les mesures de gestion règlent le ou les problèmes. Par exemple, il est inutile d'enlever des sédiments contaminés si la source de contamination n'a pas été éliminée. Pour vérifier la relation de cause à effet, il peut être nécessaire d'effectuer des études complémentaires (section 5.3 de l'ACO [2008, pages 29-30]). Si l'analyse chimique globale, la toxicologie et l'étude de l'altération du benthos démontrent toutes qu'il y a bien des effets nocifs, il faut prendre les mesures de gestion destinées à régler le problème nettement identifié de l'effet nocif des sédiments contaminés et toxiques sur les organismes qui vivent dans ces sédiments avant de réaliser d'autres évaluations de la bioamplification. En d'autres termes, il faut régler le problème évident, ce qui peut éliminer le problème potentiel (p. ex. en enlevant par dragage les sédiments contaminés qui causent des altérations inacceptables du benthos, on fait aussi disparaître efficacement les problèmes potentiels de bioamplification).