Cadre d’évaluation et de gestion des sites aquatiques contaminés, conformément au Plan d’action pour les sites contaminés fédéraux (PASCF), version 2.1

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. Le cadre des sites aquatiques initial, élaboré par Chapman (2011) et le sous‑comité du Groupe de travail sur les sites aquatiques, du Groupe de travail interministériel sur la gestion des lieux contaminés se fonde sur l’approches en dix étapes du GTGLC (1999) s’appliquant aux lieux contaminés terrestres et le cadre décisionnel du PASCF (2018) fournit une feuille de route qui décrit les approches spécifiques et les principaux points de décision en vue de l’assainissement efficace des sites contaminés fédéraux au Canada.

Le Cadre des sites aquatiques 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).

Le Cadre des sites aquatiques 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 (EP) afin de classer les sites aquatiques dans les catégories suivantes :

• sites nécessitant l’assainissement/gestion des risques;
• sites nécessitant une évaluation supplémentaire;
• ou sites exclus de toute étude ultérieure.

Les étapes 5 et 6 consistent à effectuer une évaluation détaillée (ÉD) pour les sites nécessitant une évaluation supplémentaire, qui sont ensuite classés par ordre de priorité soit pour faire l’objet de mesures d’assainissement/gestion des risques (A/GR), soit pour être exclus de toute étude ultérieure. Les stratégies d’A/GR sont élaborées et mises en œuvre pour les sites aquatiques contaminés classés par ordre de priorité lors des étapes 7 et 8. L’échantillonnage de confirmation et le suivi à long terme sont réalisés lors des étapes 9 et 10 pour vérifier que les objectifs d’A/GR ont été atteints.

Les sites aquatiques soumis au processus en 10 étapes peuvent être exclus de toute étude ultérieure à plusieurs points de décision ou être classés par ordre de priorité en vue de mesure de gestion. Les sites aquatiques contaminés pour lesquels une ou des mesures d’A/GR s’avèrent nécessaires sont maintenus dans le processus jusqu’à l’élimination réussie du risque et la confirmation de cette élimination. Une gestion du risque ou un assainissement réussi est défini comme une situation où les risques résiduels pour la santé humaine et l’environnement sont négligeables.

Liste des abréviations

ACO

Cadre décisionnel relatif à l’Accord Canada-Ontario (Environnement Canada et ministère de l’Environnement de l’Ontario 2008, ACO)

A/GR

Assainissement/gestion des risques

AQ/CQ

Assurance de la qualité/contrôle de la qualité

CALA

Canadian Association for Laboratory Accreditation

CCME

Conseil canadien des ministres de l’Environnement

CD

Cadre décisionnel

CEP

Concentration produisant un effet probable

CP

Contaminant préoccupant

CPP

Contaminant potentiellement préoccupant

CSE

Concentration seuil produisant un effet – équivalant aux RPQS du CCME (CSE)

ECCC

Environnement et Changement climatique Canada

ÉDR

Évaluation détaillée du risque

ÉE

Évaluation environnementale

EP

Examen préalable

ÉRÉ

Évaluation du risque écologique

ÉRSH

Évaluation du risque pour la santé humaine

FABS

Facteur d’accumulation biote-sédiment

GTSA

Groupe de travail sur les sites aquatiques

GTGLC

Groupe de travail interministériel sur la gestion des lieux contaminés

ISCF

Inventaire des sites contaminés fédéraux

LEI

Loi sur l’évaluation d’impact (2019)

LCPE

Loi canadienne sur la protection de l’environnement

LEP

Loi sur les espèces en péril

LPNA

Liquides en phase non aqueuse

MCS

Modèle conceptuel du site

MDC

Mise en dépôt contrôlé

MJP

Meilleur jugement professionnel

MPG

Meilleures pratiques de gestion

MPO

Pêches et Océans Canada

OQD

Objectifs de qualité des données

OQS

Objectifs de qualité des sédiments

OEA

Ouvrages, entreprises ou activités

PA/PGR

Plan d’assainissement/Plan de gestion des risques

PASCF

Plan d’action pour les sites contaminés fédéraux

PÉA

Plan d’échantillonnage et d’analyse

PGE

Plan de gestion de l’environnement

PP

Poids de la preuve

PPE

Plan de protection de l’environnement

RP

Récepteur préoccupant

RPP

Récepteur potentiellement préoccupant

RQS

Recommandations pour la qualité des sédiments

RPQS

Recommandations provisoires pour la qualité des sédiments

RNS

Rétablissement naturel surveillé

SC

Santé Canada

SDP

Source de données probantes

SPAC

Services publics et Approvisionnement Canada

VTR

Valeur toxicologique de référence

Glossaire des termes utilisés dans le présent cadre

Agent de stress

Tout facteur physique, chimique ou biologique qui impose des contraintes à la productivité des organismes et au développement des écosystèmes.

Assainissement

Suppression, destruction ou confinement de la pollution ou de contaminants de milieux comme le sol, l’eau souterraine, les sédiments ou l’eau de surface, afin d’assurer la protection générale de la santé humaine et l’environnement.

Atténuation

Mesures prises pour atténuer les effets négatifs possibles ou réels sur les humains ou l’environnement.

Autorisation ministérielle au titre de la Loi sur les pêches

Autorisation délivrée par le ministre des Pêches et des Océans au titre des alinéas 34.4(2)b) et 35(2)b) de la Loi sur les pêches conformément au Règlement sur les autorisations relatives à la protection du poisson et de son habitat. Cette autorisation permet de réaliser un OEA qui entraîne la mort du poisson, autrement que par la pêche, ainsi que la détérioration, la destruction ou la perturbation de son habitat, dans les situations où, après la mise en œuvre de mesures d’évitement et d’atténuation, l’OEA continue d’entraîner des dommages résiduels pour le poisson et à son habitat (MPO, Énoncé de politique sur la protection du poisson et de son habitat, 2019).

Benthos

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

Bioaccumulation

Processus par lequel les substances s’accumulent dans les tissus des organismes vivants. La bioaccumulation se produit lorsque la concentration d’un contaminant préoccupant dans un organisme est plus élevée que la concentration dans le milieu environnant. La plupart des substances se bioaccumulent dans une certaine mesure, tandis que peu d’entre elles se bioamplifient (document d’orientation sur l’ÉRÉ du CCME, 2020).

Bioamplification

Phénomène observé à la suite d’une bioaccumulation qui entraîne une augmentation des concentrations dans les tissus lors de la transmission des produits chimiques dans la chaîne alimentaire (c.-à-d. deux niveaux trophiques ou plus) (module 1 de l’ÉRÉ du PASCF, 2010).

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 de surface, l’eau interstitielle, les sédiments du sol, les particules en suspension et les aliments.

Bioessai

Test faisant appel à un organisme vivant (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).

Concentration

Quantité de substance (p. ex. un produit chimique) dans un milieu naturel donné par unité de masse (mg/kg) ou par volume (mg/L) du milieu en question.

Concentration ambiante de fond

Concentrations représentatives de substances chimiques dans l’environnement reflétant la présence de sources naturelles et anthropiques régionales (non liées au site).

Concentration produisant un effet probable

Concentration au-delà de laquelle des effets nocifs sur le biote sont fréquemment observés.

Concentration seuil produisant un effet

Concentration en deçà de laquelle des effets biologiques nocifs sont rarement observés.

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 préoccupant

Contaminant d’un site ayant des effets nocifs sur un récepteur biologique humain ou non.

Contaminant potentiellement préoccupant

Contaminant d’un site susceptible d’avoir 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.

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

Eau se trouvant sous la nappe phréatique dans des formations géologiques dites « zone de saturation ».

Effet nocif (sur un organisme)

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.

Énoncé du problème

Première étape de l’évaluation des risques qui clarifie la nature des problèmes associés à la contamination d’un site et la procédure à suivre pour régler ces problèmes.

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) le risque est peu probable; 2) un risque potentiel existe; 3) la situation est trop incertaine pour qu’on puisse déterminer le risque sans une analyse plus poussée. 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

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.

Évaluation du risque pour la santé humaine

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. Il est reconnu qu’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 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

Paramètre décrivant la bioaccumulation des produits chimiques des sédiments dans les tissus de récepteurs environnementaux.

Facteur de bioaccumulation

Quotient obtenu en divisant la concentration d’une substance dans un organisme (ou des tissus particuliers) par sa concentration dans un milieu d’exposition donné, par exemple, l’air, la nourriture, les sédiments, le sol, l’eau (American Society for Testing and Materials, 2011).

Gestion adaptative

Processus systématique et planifié d’amélioration continue des pratiques de gestion environnementale par l’apprentissage de leurs résultats. La gestion adaptative comprend un processus décisionnel itératif (évaluation des résultats et correction en fonction des connaissances acquises) et met l’accent sur l’amélioration continue afin d’optimiser la prise de décisions.

Gestion du risque

Sélection et mise en œuvre d’une stratégie pour contrôler le risque. La gestion des risques peut inclure des stratégies qui réduisent la probabilité, l’intensité, la fréquence ou la durée de l’exposition à la contamination.

Habitat du poisson

Les eaux où vit le poisson et toute aire dont dépend, directement ou indirectement, sa survie, notamment les frayères, les aires d’alevinage, de croissance ou d’alimentation et les routes migratoires [paragraphe 2(1) de la Loi sur les pêches].

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 au promoteur qui propose d’exploiter un ouvrage ou une entreprise ou d’exercer une activité dans l’eau ou à proximité lorsque les biologistes du MPO responsables de la protection du poisson et de son habitat déterminent que le risque pour le poisson et son habitat peut être géré efficacement par la mise en œuvre des mesures d’évitement et d’atténuation appropriées proposées.

Meilleur jugement professionnel

Exercice rigoureux du jugement critique dans le cadre de fonctions professionnelles, selon lequel une réflexion expérientielle, approfondie, autocritique et déterminée est appliquée à des connaissances, à un contexte, à des éléments de preuve, à des méthodes, à des conceptualisations et à des critères. Pour le praticien, le meilleur jugement professionnel (MJP) est une façon d’intégrer une gamme variée de renseignements sans avoir recours à un processus mécanique de traitement de l’information.

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’air, 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 photosynthétiseurs, le deuxième par les herbivores, etc.

Objectifs de qualité des données

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).

Organismes benthiques

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

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. Un paramètre d’évaluation doit comprendre un récepteur (ou un groupe de récepteurs; c.-à-d. une « chose » à protéger) et une propriété précise de ce récepteur. Par exemple, si le récepteur est une communauté de poissons, les propriétés du paramètre pourraient comprendre le nombre d’espèces.

Plan des mesures d’assainissement/de gestion des risques

Plan décrivant en détail la stratégie choisie à mettre en œuvre pour s’attaquer à la contamination d’un site.

Plan de gestion de l’environnement

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

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. Les rôles et les responsabilités doivent être conformes à la LEI (2019).

Plans de compensation

Conjointement avec une autorisation délivrée au titre de la Loi sur les pêches, les plans de compensation prévoient des mesures visant à contrebalancer la mort inévitable du poisson (autrement que par la pêche) et la détérioration, la destruction ou la perturbation de son habitat découlant d’un ouvrage, d’une entreprise ou d’une activité, et ce, pour assurer la protection et la conservation du poisson et de son habitat. Les mesures de compensation devraient appuyer les objectifs de gestion des pêches et les priorités de restauration locales, et être appliquées dans le respect de la politique de compensation du Ministère (MPO, Énoncé de politique sur la protection du poisson et de son habitat, 2019). La compensation est une mesure que le promoteur peut prendre pour contrebalancer les effets résiduels négatifs de son projet sur le poisson et son habitat. Les mesures de compensation sont utilisées seulement si des effets résiduels subsistent après la mise en œuvre de mesures d’évitement et d’atténuation.

Poids de la preuve

Détermination des impacts écologiques possibles à partir de multiples sources de données.

Poisson

Poisson comprend a) les parties du poisson, b) les mollusques, les crustacés, les animaux marins ainsi que leurs parties et c) les œufs, le sperme, la laitance, le frai, les larves, le naissain et les petits des poissons, des mollusques, des crustacés et des animaux marins (paragraphe 2(1) de la Loi sur les pêches).

Pollution

L’introduction par les êtres humains, directement ou indirectement, de substances ou d’énergie dans la zone touchée qui cause, ou est susceptible de causer, a) des risques pour la santé humaine; b) des dommages aux ressources biologiques ou aux écosystèmes; c) des dommages aux aménagements; ou d) une perturbation des autres utilisations légitimes de l’environnement.

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, socioéconomiques ou technologiques ou encore les facteurs stratégiques (p. ex. les objectifs de gestion).

Récepteur

Entité susceptible de subir des effets nocifs en cas de contact ou d’exposition à un contaminant potentiellement préoccupant (p. ex., organisme, population, communauté, écosystème). On utilise parfois le terme « préoccupant » ou « potentiellement préoccupant », selon l’étape à laquelle le récepteur a été identifié.

Récepteur potentiellement préoccupant

Humain ou composant du biote non humain pouvant être exposé à des contaminants ou à d’autres agents de stress et qui est susceptible d’être négativement touché par ceux‑ci.

Récepteur préoccupant

Humain ou composant du biote non humain qui est exposé à des contaminants ou à d’autres agents de stress et pouvant être touché négativement par ceux‑ci.

Recommandation

Valeur recommandée pour l’examen des données environnementales, comme les résidus ou les concentrations dans les tissus au sein des milieux abiotiques. Une recommandation est habituellement différente d’une norme du fait qu’elle ne transmet pas une exigence juridique ou une responsabilité officielle. Se reporter également à la définition de Recommandations pour la qualité des sédiments ci-dessous.

Recommandations pour la qualité des sédiments

Limites numériques ou énoncés circonstanciés recommandés visant à soutenir et maintenir les utilisations désignées du milieu aquatique. Les recommandations pour la qualité des sédiments : protection de la vie aquatique sont établies à partir des données toxicologiques disponibles sur les effets biologiques des produits chimiques associés aux sédiments sur les organismes aquatiques. Les recommandations fournissent des points de référence scientifique sur lesquels on peut se baser pour évaluer, protéger et améliorer la qualité des sédiments.

Recommandations provisoires pour la qualité des sédiments

Recommandations canadiennes pour la qualité des sédiments qui sont établies lorsque les données sont disponibles mais limitées, et que l’insuffisance d’information est explicitement mentionnée.

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’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 dans l’eau de surface ou qui se dépose au fond d’un plan d’eau. 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, partiellement ou occasionnellement submergé par l’eau. Les sites aquatiques comprennent les sites d’eau douce et marins ainsi que les zones de transition (où l’eau souterraine peu profonde et l’eau de surface se mélangent), mais excluent les eaux souterraines profondes. Des exceptions à la définition ci-dessus peuvent être établies, au cas par cas, selon le jugement professionnel.

Site contaminé

Lieu où les concentrations de substances (p. ex. des produits chimiques) 1) 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 2) excèdent les niveaux précisés dans les politiques ou les règlements.

Source de données

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

Soutien d’expert

Dans le cadre du programme du PASCF, quatre ministères offrent un soutien d’expert en donnant des conseils techniques pour aider les gardiens à gérer leurs sites contaminés. Environnement et Changement climatique Canada, Santé Canada et Pêches et Océans Canada fournissent des conseils scientifiques, de la formation et des directives. Ils examinent la documentation de projet, y compris les cotes d’admissibilité des sites, pour s’assurer que les risques pour la santé humaine et l’environnement que posent les sites ont été pris en compte de façon adéquate dans les propositions de projets. Services publics et Approvisionnement Canada (anciennement Travaux publics et Services gouvernementaux Canada) offre un soutien d’expert au programme grâce à l’élaboration d’outils d’approvisionnement ou de gestion de projets et à la diffusion de renseignements sur les technologies novatrices et les pratiques exemplaires.

Substance toxique

Une substance est toxique si elle pénètre ou peut pénétrer dans l’environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à : a) avoir, immédiatement ou à long terme, un effet nocif sur l’environnement ou sur la diversité biologique; b) mettre en danger l’environnement essentiel pour la vie; ou c) constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaine (Loi canadienne sur la protection de l’environnement, partie 5, article 64).

Suivi du rétablissement naturel

Approche passive d’assainissement in situ où les processus naturels contribuent de façon démontrable à la diminution des concentrations ou de la biodisponibilité des contaminants dans les sédiments.

Surveillance

Observation de la variation ou des tendances des paramètres mesurés au fil du temps (p. ex. les concentrations de contaminants dans différents milieux, la situation des populations résidentes de biotes).

Toxicité aiguë

Effet nocif discernable (létal ou sublétal) provoqué chez les organismes d’essai dans une période d’exposition courte par rapport à la durée de vie de l’organisme d’essai (définie comme étant moins de 10 % de la durée de vie d’un organisme par Environnement et Changement climatique Canada) (module 1 de l’évaluation du risque écologique [ÉRÉ] du PASCF, 2010).

Toxicité chronique

Effet nocif discernable (létal ou sublétal) provoqué chez les organismes d’essai pendant une période d’exposition relativement longue, habituellement un pourcentage important de la durée de vie de l’organisme (c.-à-d. défini comme étant 10 % ou plus de la durée de vie par Environnement et Changement climatique Canada) (module 1 de l’ÉRÉ du PASCF, 2010).

Toxicité

Observation d’une réaction biologique ou physiologique provoquée par des produits chimiques et qui nuit à la santé d’un organisme.

Utilisation de la zone

Mesure dans laquelle une zone est utilisée par un organisme au cours de son cycle de vie (p. ex., alimentation, élevage, etc.).

Valeur toxicologique de référence

Concentration ou dose d’exposition qui ne devrait pas causer un niveau d’effet inacceptable chez les récepteurs exposés au contaminant potentiellement préoccupant. Une VTR est un type spécifique de « seuil », tel qu’il est défini ci-dessus.

Voie d’exposition

Moyens par lesquels les organismes sont exposés aux contaminants. De façon plus générale, les voies de passage comprennent les expositions à l’air, à l’eau, au sol, aux sédiments, aux aliments et à d’autres milieux auxquels les récepteurs écologiques ou humains pourraient être exposés.

Zone de référence

Zone non perturbée ou relativement peu perturbée qui présente des caractéristiques physiques et biologiques semblables à celles de la zone d’étude, sauf pour le rejet des substances chimiques en cause dans celle-ci.

1.0 Introduction

Le Plan d’action pour les sites contaminés fédéraux (PASCF) est un programme fédéral établi en 2005 dont l’objectif est de réduire les risques pour l’environnement et la santé humaine découlant des sites contaminés fédéraux connus au Canada ainsi que les responsabilités financières fédérales associées. Pour réaliser cet objectif, le personnel du PASCF fournit des conseils, des outils et des ressources aux ministères et organismes fédéraux et aux sociétés d’État consolidées (collectivement appelés « gardiens ») afin que les sites contaminés fédéraux soient gérés de façon rigoureuse sur le plan scientifique et uniforme à l’échelle nationale. Le cadre décisionnel (CD) du PASCF prévoit une feuille de route en 10 étapes qui énonce les activités et les exigences précises ainsi que les décisions clés permettant de gérer avec efficacité les sites contaminés fédéraux au Canada. Le CD et les autres ressources liées au PASCF sont accessibles sur le site Web du PASCF.

Le Cadre d’évaluation et de gestion des sites aquatiques contaminés, conformément au PASCF fournit aux gardiens fédéraux une approche scientifique uniforme pour gérer leurs sites aquatiques contaminés.

1.1 Contexte

Le Groupe de travail interministériel sur la gestion des lieux contaminés (GTGLC) favorise une approche cohérente à l'échelle nationale pour lagestion de milliers de sites contaminés situés sur des terres fédérales dont le gouvernement fédéral a accepté la responsabilité et qui requièrent une attention. Le GTGLC est aussi chargé d’élaborer des lignes directrices pour l’évaluation, la classification et la gestion des sites aquatiques fédéraux financés dans le cadre du PASCF. Les sites aquatiques sont définis comme un plan d’eau, un terrain ou une partie de terrain, complètement, partiellement ou occasionnellement submergé; les sites aquatiques comprennent des étendues d’eau douce et d’eau salée, incluant les zones de transition (où se mélangent les eaux de surface et les eaux souterraines peu profondes), mais excluant les eaux souterraines profondes. Des exceptions à la définition ci-dessus sont possibles, au cas par cas, selon le jugement professionnel. 

L’Approche fédérale en matière de lieux contaminés du GTGLC (1999) et le CD du PASCF (2018) définissent 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 sites contaminés terrestres, mais ne semble pas fournir des directives adaptées pour les sites aquatiques. Les sites aquatiques diffèrent des sites terrestres par leur difficulté d’accès, par leurs différences en matière de récepteurs et de réseaux trophiques, par la prédominance des facteurs hydrologiques et par des interactions limitées avec les sources aériennes de contaminants. Le 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) et CD du PASCF (2018), 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 Canada-Ontario concernant l’évaluation des sédiments contaminés des Grands Lacs (ACO : Environnement Canada et ministère de l’Environnement de l’Ontario, 2008); l’ACO est largement utilisé et contient des directives sur 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.

Le Document d’orientation sur l’évaluation et la gestion des sites aquatiques contaminés dans les ports actifs conformément au PASCF (2021b) a été élaboré pour fournir des directives aux gardiens qui gèrent un site contaminé fédéral dans un port actif. Il s’agit d’un complément au processus en 10 étapes du PASCF qui aide à l’évaluation et à la gestion d’un site aquatique contaminé en fournissant des conseils supplémentaires à chaque étape du cadre, et ce, dans le but de régler les problèmes propres aux sites de ports actifs. Les gardiens sont encouragés à consulter le document d’orientation au besoin.

1.2 Objet

L’objet de ce document est de fournir un cadre objectif, transparent, cohérent et rigoureusement scientifique pour l’identification, l’évaluation et la gestion 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 l’assainissement/gestion du risque. Les principales directives de mise en œuvre du Cadre d’évaluation et de gestion des sites aquatiques contaminés, conformément au PASCF (ci-après le « cadre ») sont identiques à celles de l’ACO (article 2.1, p. 3) – et doivent être appliquées conformément au meilleur jugement professionnel.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 al., 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 prises en compte dans le contexte d’un cadre d’évaluation des risques.
• Les sources de données (SD; 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. chapitre 3.7 - Environnement Canada, 2012) « 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. Le cadre est beaucoup plus efficace lorsqu’il est appliqué conjointement avec une expertise de pointe dans les différentes disciplines concernées par le cadre.

1.3 Auditoire cible

Ce document s’adresse aussi bien aux scientifiques qu’aux non-scientifiques, tout particulièrement ceux qui mènent des études sur les sites aquatiques contaminés et ceux qui auront à prendre des décisions à la suite de ces études. Puisque le document d’orientation a été adopté par le personnel du PASCF, les renseignements s’adressent aux partenaires du PASCF (c.-à-d., gardiens, ministères de soutien d’expert, consultants, etc.).

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 œuvre 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 méthodes génériques ou les classements par ordre de priorité devront être adaptés à chaque site pour correctement caractériser et, s’il y a lieu, gérer les différents sites aquatiques. Les propriétés qui sont à la fois terrestres et aquatiques peuvent nécessiter l’application CD du PASCF (2018) et du présent cadre aquatique; celui-ci s’applique chaque fois qu’un site contaminé comporte une portion aquatique.

2.1 Aperçu

Le cadre présenté ici suit le processus en 10 étapes énoncé dans l’Approche fédérale en matière de lieux contaminés du GTGLC (1999) et le CD du PASCF (2018). Il comprend les étapes suivantes : collecte d’information, examen préalable (EP), évaluation détaillée (ÉD) et assainissement/gestion du risque, ce qui inclut la surveillance (figure 1). Chaque catégorie est expliquée plus en détail dans l’ACO, tel qu’il est indiqué ci-dessous.  Les fondements techniques de l’ACO ont été appliqués à grande échelle, même s’ils ont au départ été spécifiquement élaborés aux fins d’utilisation dans les Grands Lacs. Par exemple, l’Ontario les a adaptés pour évaluer les sédiments contaminés à l’échelle de la province (Fletcher et al. 2008) et a constaté qu’il s’agissait d’un outil utile.

Pour adopter une approche plus exhaustive en matière d’étude et de gestion des sites aquatiques, prenez en considération le Guide sur la caractérisation environnementale des sites dans le cadre de l’évaluation des risques pour l’environnement et la santé humaine (volume 1 Orientations) du CCME (CCME, 2016), qui décrit les pratiques exemplaires relatives à la caractérisation des sites et aux méthodes d’obtention des données nécessaires pour effectuer une ÉRÉ. Ce document d’orientation présente un aperçu de divers plans d’échantillonnage et des spécifications en ce qui concerne les données minimales requises pour atteindre un niveau approprié de confiance sur le plan statistique. Dans le même ordre d’idées, le Guide technique pour l’étude de suivi des effets sur l’environnement (ESEE) des mines de métaux du gouvernement fédéral (Environnement Canada, 2012) donne des conseils sur l’importance d’intégrer des analyses d’efficacité statistique dans le plan d’étude afin de déterminer si le programme d’échantillonnage permet de recueillir assez de données pour que des décisions puissent être prises en matière de gestion. Ces analyses ne sont qu’un des nombreux éléments du plan d’étude qui constituent la base d’une enquête « scientifiquement rigoureuse ». Enfin, le document d’orientation sur l’évaluation des risques pour l’environnement du CCME (2020) aborde le rôle primordial du meilleur jugement professionnel (MJP) dans l’évaluation intégrée de sources de données probantes (SDP) dans le cadre d’une approche de poids de la preuve (PP).

À l’instar de l’ACO, le présent cadre porte essentiellement sur le risque écologique et ne traite pas des situations où 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). Pour en savoir davantage sur les considérations relatives à la santé humaine, veuillez consulter le Guide supplémentaire sur l’évaluation des risques pour la santé humaine liés aux sédiments contaminés : voie du contact direct de Santé Canada (2017). En outre, ce cadre n’examine pas non plus les questions de concentrations inacceptables de contaminants ne subissant pas de bioamplification, comme le cadmium, le plomb, et les hydrocarbures aromatiques polycycliques, dans le poisson ou les crustacés. Dans ces situations, une ÉRSH 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. »

Des documents pratiques ayant trait précisément à chacune des 10 étapes du CD, illustrées à la figure 1 ci-dessous, se trouvent à l’Annexe A.

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

2.2 Collecte de l’information

Justification : Déterminer en premier lieu les sites aquatiques soupçonnés d’être contaminés et confirmer la nécessité d’un examen supplémentaire.

On utilise de l’information facilement accessible pour déterminer les sites aquatiques suspects (étape 1) nécessitant un examen approfondi et éliminer les sites aquatiques qui, avec une certitude raisonnable, ne sont pas contaminés à des niveaux susceptibles de causer des effets nocifs. Dans les cas où l’information est insuffisante pour prendre une telle décision, il convient d’effectuer un examen approfondi (étape 2). Un premier modèle conceptuel de site (MCS) est élaboré pour les sites aquatiques suspects, ainsi qu’un Plan d’échantillonnage et d’analyse (PÉA) (ACO, pages 7-8 et 25-26). Le PÉA est mis en œuvre à l’étape 3 (section 2.3.1) aux sites aquatiques suspects, afin de combler les lacunes dans les données décelées au cours de l’examen historique, et de permettre une mise à jour du MCS.

Des directives supplémentaires sont énoncées dans le Guide sur la caractérisation environnementale des sites dans le cadre de l’évaluation des risques pour l’environnement et la santé humaine : volume 1 du CCME (2016) et le Module 5 de l’ÉRÉ : Définition des conditions de fond et utilisation des concentrations de fond du PASCF (2019a).

Les étapes de collecte de l’information sont illustrées à la figure 2.

Les deux étapes suivantes correspondent à l’étape 1 de l’ACO, Examiner les données disponibles (ACO, page 7) :

Figure 2 : Étapes 1 et 2 de l’évaluation et de la gestion des sites aquatiques contaminés

2.2.1 Étape 1 : Détermination des sites aquatiques suspects

Justification : Une liste des sites aquatiques suspects est dressée en vue d’un examen approfondi. Les sites aquatiques que l’on ne soupçonne pas de présenter des risques ne sont pas pris en considération par la suite. Les sites exigeant un examen approfondi (qui sont suspects) doivent être inscrits dans la base de données de l’Inventaire des sites contaminés fédéraux (ISCF).

Les sites aquatiques contaminés sont généralement adjacents à des sites commerciaux, industriels ou d’élimination des déchets, actifs ou historiques, et ils ont reçu ou reçoivent des contaminants par des rejets directs (p. ex., des fuites ou des déversements). Pour obtenir de plus amples renseignements, veuillez consulter les Directives sur l’évaluation et la gestion des sites aquatiques contaminés fédéraux dans les ports actifs du PASCF (2021b). Les sites aquatiques contaminés peuvent aussi se trouver en aval d’une source de contaminants du milieu aquatique ou terrestre (p. ex., une aire de dépôts en aval). Il convient de prendre en compte aussi les facteurs hydrologiques qui régissent les mouvements des sédiments dans un bassin versant (débit, morphologie du chenal, pente d’écoulement, ordre du cours d’eau, etc.) lorsqu’on évalue des sites aquatiques. Les gardiens sont encouragés à communiquer avec le soutien d’expert pour obtenir des conseils ou des commentaires, au besoin.

La détermination des sites aquatiques suspects peut s’appuyer sur divers facteurs, notamment :

• l’emplacement du site (p. ex., des activités passées ou présentes sur le site aquatique ou à proximité);
• 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 (p. ex., des signes visuels ou olfactifs de contamination dans les eaux recouvrant les sédiments);
• l’information fournie par les pêcheurs à la ligne des environs (p. ex., absence de poisson dans certaines zones, tumeurs ou malformation des poissons);
• les dispositions de cession/dessaisissement d’un terrain susceptibles de donner lieu à une évaluation du site dans un contexte de diligence raisonnable lors d’une transaction commerciale.

L’Étape 1 sert en particulier à classer les sites aquatiques en deux catégories :

1. les sites aquatiques qui ne présentent pas de risque potentiel pour la santé humaine ou pour l’environnement (c’est-à-dire les sites sans aucun signe ou évidence de contamination dépassant les concentrations de fond ou de référence);
2. les sites aquatiques pouvant présenter un risque potentiel pour la santé humaine ou pour l’environnement (soit les sites où l’on a décelé des signes ou évidences 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 et ne doivent pas être inscrits dans l’ISCF. Les sites aquatiques classés dans la catégorie b) doivent être inscrits à 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 : Il faut déterminer s’il existe des éléments probants ou des motifs qui permettent de soupçonner que le site est contaminé et justifier de procéder à un examen approfondi. L’utilisation des renseignements historiques guidera de façon appropriée l’échantillonnage et l’analyse subséquents (p. ex. nouvelle collection de données), et éviter de produire de nouvelles données lorsque celles-ci existent déjà.

Cette étape (qui correspond à l’évaluation environnementale du site de phase I) comprend un exercice théorique et une visite du site (essentiellement un examen non intrusif). Tous les renseignements passés et présents disponibles sur le site aquatique suspect devraient être rassemblés et examinés. 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., autorisations au titre de la Loi sur les pêches, rapports d’inspection, directives de l’inspecteur, autorisations de rejet provinciales ou autres, rapports de déversement, mesures d’application de la loi, plans de compensation [anciennement appelés plans de compensation de l’habitat], documents concernant les mesures de restauration sur les sites ou dans le voisinage immédiat), ainsi que l’information sur des sources industrielles adjacentes ou d’autres sources de contaminants, y compris les rapports sur l’environnement et les documents d’entreprise. En outre, il convient de faire une visite du site et, si c’est possible et approprié, d’interviewer des personnes renseignées (des résidents de l’endroit, d’anciens employés ou des retraités d’installations adjacentes). Les organismes de réglementation fédéraux (p. ex., MPO et ECCC) 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. L’examen historique du site permettra de déterminer les utilisations passées des terres et de caractériser les substances chimiques connues ou suspectes.

Il faut aussi déterminer les utilisations antérieures et actuelles du site. Cette information peut souvent être obtenue en consultant des bases de données en ligne, les personnes indiquées ci-dessus, ou en recueillant des connaissances écologiques traditionnelles auprès des utilisateurs des ressources, autochtones et autres. Particulièrement pour les sites aquatiques, le personnel local d’application de la loi concernant la gestion des ressources connaît généralement les activités et zones d’exploitation en usage actuellement ou de façon intermittente.

L’examen historique ainsi que les renseignements recueillis à l’étape 1 orienteront la prise de décision initiale et, si nécessaire, l’évaluation approfondie. L’examen servira particulièrement à :

• déterminer les contaminants potentiellement préoccupants (CPP) et leurs concentrations à la surface des sédiments (< 10 cm) et en profondeur (> 10 cm), selon les renseignements disponibles;
• déterminer de possibles sources de contamination historiques ou actuelles (p. ex. rejet ou migration hors site);
• déterminer les récepteurs potentiellement préoccupants (RPP) susceptibles de subir les effets (CPP); p. ex., les espèces de poissons et leur habitat, les espèces en péril inscrites à l’échelle fédérale ou provinciale, les pêches commerciales, récréatives ou autochtones de quelque espèce que ce soit et d’autres récepteurs dont peuvent dépendre les RPP;
• déterminer les RPP humains et leur utilisation du site (y compris la consommation d’éléments du biote capturés sur le site ou à proximité et l’utilisation de sédiments comme terres de jardin);
• déterminer les voies d’exposition par lesquelles les CPP peuvent atteindre les RPP et les affecter;
• déterminer les paramètres d’évaluation appropriés, notamment :
  • quels effets seront mesurés (p. ex. 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);
• déterminer les caractéristiques physico-chimiques du lieu (p. ex., taille des particules sédimentaires, teneur en carbone organique, facteurs susceptibles de modifier la biodisponibilité des contaminants), y compris la stabilité des sédiments (évaluée plus en détail à l’étape 5);
• déterminer la nature de l’eau (marine, douce, ou 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 (c.-à-d. les zones de transition), l’endroit où cela se produit et l’utilisation écologique de cette zone de mélange;
• déterminer si le site devrait être considéré comme étant écosensible (selon les paramètres de l’habitat), et si la contamination provient uniquement de sources extérieures au site;
• déterminer des emplacements de référence appropriés, le cas échéant, en vue d’une étude plus approfondie.

On se servira de l’information ci‑dessus pour préparer le MCS initial (la figure 3 illustre des exemples de voies de bioaccumulation, et la figure 4 fournit des exemples de voies de bioamplification). Le MCS doit inclure les sources potentielles de contamination, leur nature et leur emplacement et doit englober l’information spatiale et temporelle disponible. Si disponible, le MCS doit aussi comprendre des indicateurs d’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 (p. ex. figures 3 et 4) sert de base à l’établissement du PÉA lorsqu’un examen approfondi du site est nécessaire. Le PÉA indique les échantillons et les analyses des diverses matrices environnementales nécessaires ainsi que leurs OQD respectifs (annexe B). Selon les hypothèses de risque (annexe D), l’échantillonnage peut être recommandé dans l’ensemble du site aquatique suspect ou à des endroits précis (voir l’étape 3, section 2.3.1 ci-dessous pour plus d’information).  

Figure 3 : Exemple graphique d’un modèle conceptuel de site présentant les voies de bioaccumulation des contaminants des sédiments dans une chaîne alimentaire aquatique en eau douce

Source : Golder Associates Ltd (2006). MOP = matière organique particulaire

Figure 4 : Exemple schématique simplifié de modèle conceptuel de site présentant les voies de bioamplification du méthylmercure (CH₃Hg⁺) à travers la chaîne alimentaire aquatique, des sédiments jusqu’aux poissons, aux oiseaux et aux humains

Source : Golder Associates Ltd (2006).

2.3 Examen préalable du risque

Justification : La présence de contamination doit être confirmée sur les sites soupçonnés, et ceux-ci doivent être classés par ordre de priorité pour faire l’objet d’autres mesures, le cas échéant. (Par « autres mesures », on entend notamment un échantillonnage supplémentaire à des fins d’évaluation d’une stratégie d’A/GR, au besoin).

Les troisième et quatrième étapes du cadre comprennent les essais initiaux (étape 3) des sites aquatiques suspects, suivis d’une préclassification des sites (étape 4) (facultative). Les sites aquatiques suspects sont désignés comme sites aquatiques contaminés ou sont exclus de toute étude ultérieure. Les sites aquatiques contaminés sont soit signalés en vue d’une étude plus poussée ou classés par ordre de priorité pour la prise de mesures d’assainissement/de gestion du risque (étape 7).

L’EP bénéficierait de conseils 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).

Figure 5 : Examen préalable du risque : étapes 3 et 4 pour l’évaluation et la gestion des sites aquatiques contaminés

2.3.1 Étape 3 : Programme d’essais initiaux

Justification : Effectuer un échantillonnage (guidé par et fondé sur des données historiques) pour obtenir l’information nécessaire afin de déterminer si le site aquatique suspect est contaminé ou non.

Une fois les CPP et les RPP confirmés, l’information disponible sera évaluée pour déterminer si le site aquatique peut poser un risque pour la santé humaine ou l’environnement. Cette information est aussi utilisée pour préclassifier initialement les sites aquatiques (étape 4) et établir les priorités relativement à la nécessité d’aborder tout risque potentiel. D’après les résultats, le site peut être : 1) non contaminé et, par conséquent, ne nécessitant pas d’examen approfondi; 2) contaminé et exigeant une gestion du risque et probablement un assainissement (étape 7); ou 3) renseignements insuffisants pour classifier le site sans un examen approfondi (étape 5) et mise à jour à la classification (étape 6).

Pour établir la portée initiale d’une évaluation, il faut, dans une certaine mesure, recourir au meilleur jugement professionnel sur les limites spatiales vraisemblables de la contamination (indiquées dans le PÉA), lesquelles sont confirmées quand les limites verticales et latérales de cette contamination ont été délimitées (à l’étape 5 du CD). Le PÉA doit établir le matériel et les techniques d’échantillonnage appropriés, la densité des échantillons, les matrices d’échantillonnage (eau, sédiments, eau interstitielle, biote, etc.) et les paramètres d’analyse (CPP et facteurs pouvant modifier leur biodisponibilité et leur toxicité). Il doit aussi comprendre les « points névralgiques » et, si disponibles, les zones de référence et devrait être conçu de manière à diminuer l’incertitude empêchant la prise de décisions éclairée de gestion des risques. De plus, il faut souvent faire appel au jugement professionnel pour déterminer l’existence de « points névralgiques », qu’ils aient été ou non inclus dans les ensembles de données et qu’ils puissent ou non influer sur la caractérisation du risque. On trouvera dans Gilbert (1987) certaines approches recommandées pour les situations où paraît justifiée une analyse quantitative plus rigoureuse des « points névralgiques » et de leur délimitation. En cas d’étude de terrain, il est peu réaliste de s’attendre à ce qu’il existe une véritable « zone de référence »; il faut donc souvent plusieurs sites de référence pour aider à définir les conditions d’un site contaminé minimalement.

Il est important de prélever un nombre suffisant d’échantillons sur le site aquatique suspect et dans les zones de référence pour réduire les incertitudes et renforcer la capacité décisionnelle en matière de gestion. Alors que l’échantillon devrait comprendre des sédiments superficiels (jusqu’à 10 cm de profondeur), où vivent la plupart des organismes sédimentaires, un échantillon de sédiments profonds pourrait également être envisagé. Le contexte de l’utilisation d’un échantillon de sédiments profonds comprend l’évaluation du risque que les contaminants soient mis à découvert par l’érosion des sédiments et les processus de migration, et du risque que les contaminants enfouis migrent et nuisent aux 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 gardiens devraient (au besoin) fournir la possibilité aux autres intervenants, aux peuples autochtones et à l’équipe de soutien d’expert de formuler des commentaires. Il pourrait être nécessaire de réviser le PÉA à la suite de cet examen. Le MCS doit aussi 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. Le CCME (2016) a terminé le Guide sur la caractérisation environnementale des sites dans le cadre de l’évaluation des risques pour l’environnement et la santé humaine : volumes 1 à 4, lequel pourrait aider à l’élaboration du PÉA.

Veuillez consulter le Cadre décisionnel du PASCF (2018) pour d’autres directives sur cette étape, ou tout autre du processus en 10 étapes.

Ce programme (qui correspond à l’évaluation environnementale du site, phase II) vise à obtenir des données représentatives du site aquatique suspect à l’étude et comprend les éléments suivants :

• 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 agréés (p. ex. la Canadian Association for Laboratory Accreditation (CALA)), 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);
• 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. Des contaminants potentiellement préoccupants sont-ils présents dans des concentrations excédant les RPQS génériques du CCME (CSE)? Cette comparaison devrait inclure les plus récentes et pertinentes RPQS du CCME (CSE) ou, en leur absence, les plus récentes lignes directrices provinciales ou territoriales appropriées [p. ex. L’action de correction basée sur le risque de l’Atlantique (2019c)]. 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. Y a-t-il une possibilité de bioamplification? (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 dans la zone de référence?

Plus précisément, les comparaisons et décisions qui suivent (tableau 1), inspirées de l’ACO (pages 8 et 9), sont établies à cette étape à l’aide des conseils du soutien d’expert, le cas échéant.  

La première comparaison consiste à établir si les recommandations prudentes sur la qualité des sédiments (CSE ou RPQS, p. ex. Recommandations canadiennes pour la qualité de l’environnement) 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. D’autres instructions sont disponibles dans le Module 5 de l’ÉRÉ : Définition des conditions de fond et utilisation des concentrations de fond du PASCF (2019a).

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 plus large de la préclassification e de sites 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 : Comparaisons et décisions

2.3.2 Étape 4 : Préclassification du site (facultative)

Justification : Déterminer si suffisamment d’informations sur le site ont été déjà été recueillies pour réaliser une classification du site, déterminer si le site doit faire l’objet d’une évaluation plus poussée, et/ou classer les sites par ordre de priorité en vue de la prise de mesures subséquentes (assainissement/gestion du risque).

À cette étape, la préclassification du site est basée sur le Système de classification des sites aquatiques (SCSA) du PASCF (2021a). Afin de déterminer si des renseignements suffisants ont été déjà été recueillis pour établir une classification robuste du site, l’option de l’étape 4 peut être utilisée à la discrétion des gardiens pour mener une évaluation préliminaire en vue de la classification du site. Parallèlement, s’ils doivent recueillir davantage de données pour mener une classification fiable (étape 6), les gardiens peuvent passer directement de l’étape 3 à l’étape 5. Par conséquent, le site peut être retenu pour une évaluation approfondie (c.‑à‑d., étape 5 de l’ED ci‑dessous), classé selon l’ordre de priorité en vue de mesures d’A/GR, ou être exclu de toute considération ultérieure en vertu du PASCF.  

Le Système de classification des sites aquatiques (PASCF, 2021a) 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. Il comprend également 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. Le SCSA établit un système de classification (de A à F) en fonction du niveau de détail disponible pour le site. 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 assainissement/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 peut être utile de réaliser d’autres études pour confirmer la classification du site ou déterminer quel type de mesures il conviendrait de prendre.
• 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, ou pour déterminer si certaines mesures d’assainissement/de gestion du risque sont 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 que la probabilité d’effets environnementaux importants ou de menaces importantes pour la santé humaine est à son plus faible. Vraisemblablement, il existe un faible potentiel de risque, 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 peut alors être entreprise, selon les ressources disponibles et les autres priorités.

2.4 Évaluation détaillée du risque (ÉD)

Justification : Les sites aquatiques qui n’avaient pas pu être préclassifiés à l’étape 4 sans renseignements supplémentaires, ou au sujet desquels les gardiens nécessitent davantage d’information pour pouvoir prendre des décisions, feront l’objet d’un examen approfondi (étape 5), après quoi ils seront classifiés (ou mise à jour à la classification) (étape 6).

Les étapes 5 et 6 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 comme il est décrit dans l’ACO (pages 19 à 22).

Figure 6 : ÉD - étapes 5 et 6 pour l’évaluation et la gestion des sites aquatiques contaminés

2.4.1 Étape 5 : Programme d’essais détaillés

Justification : Les sites aquatiques devront faire l’objet d’une évaluation approfondie lorsqu’ils ne peuvent être classifiés correctement, lorsque la classification pourrait bénéficier d’une validation supplémentaire, ou lorsqu’il est anticipé que des travaux futurs (à savoir, l’élaboration d’une stratégie d’assainissement/de gestion du risque) nécessiteront des informations précises.

Le Programme d’essais détaillés s’applique, au besoin, dans les cas hautement prioritaires, aux sites aquatiques contaminés entrant dans la classe A de l’étape 4. Ces sites faire l’objet des 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). Le Programme d’essais détaillés s’applique aussi par ordre de priorité aux sites aquatiques contaminés classés 2, 3 et INS à l’étape 4.

Cette étape définit davantage la nature de la contamination du site aquatique par les effets mesurés/observés ou soupçonnés, afin de permettre la classification (ou mise à jour de la classification à partir de l’étape 4) 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 de l’étape 5 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). Par exemple, en recueillant un plus grand nombre d’échantillons pour quantifier l’étendue de la contamination. Les concentrations de fond naturelles sont aussi mieux définies;
• délimiter la zone de contamination;
• définir les conditions de référence;
• améliorer le MCS;
• fournir les renseignements nécessaires pour la classification du site (étape 6) ou la mise à jour de la classification à partir de l’étape 4;
• fournir les renseignements nécessaires pour élaborer un plan d’assainissement/de gestion du risque (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/d’assainissement du site. Cette information, qui est équivalente à une évaluation environnementale de site de phase III, peut être utilisée conjointement avec le soutien d’experts pour réaliser une mise à jour de la classification des sites aquatiques contaminés.

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’AQ/CQ;
• analyse des échantillons par des laboratoires agréés (p. ex., la CALA en respectant les procédures appropriées d’AQ/CQ);
• interprétation et évaluation des données.

Selon un jugement professionnel, il faut mener des essais de toxicité des sédiments dans les sites contaminés par des polluants organiques et inorganiques. Les mesures chimiques à elles seules ne suffisent pas à prédire de façon fiable la biodisponibilité et la toxicité de ces deux types de polluants (Hamers et al., 2010). Par exemple, les conditions propres au site détermineront si les contaminants organiques sont biodisponibles et toxiques (Sui et al., 2010; McDonough et al., 2010).

Le programme d’essais détaillés diffère du programme d’essais initiaux 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 le programme d’essais initiaux est généralement limité à des comparaisons avec des recommandations établies pour la qualité de l’environnement. Le programme d’essais détaillés prévoit un processus systématique semblable d’échantillonnage, d’analyse, d’évaluation, de conclusions et de recommandations. Toutefois, afin de délimiter la contamination, un plus grand nombre d’échantillons sont habituellement prélevés, et un plus petit nombre de substances chimiques sont analysées. Comme il sera expliqué plus loin à la section 2.5.1, il faudrait mettre davantage l’accent sur des méthodes biologiques ou écologiques, car elles offrent une plus grande pertinence 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 du programme d’essais détaillés. La portée du programme d’essais détaillés devrait être basée sur le programme d’essais initiaux et sera dictée par le degré, la nature (p. ex. la biodisponibilité), l’étendue et l’importance de la contamination.

Les essais détaillés doivent renforcer les données d’évaluation existantes et répondre à la question suivante afin de permettre une classification, à l’étape 6 (section 2.4.2) :

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

Un MCS valable peut être élaboré à partir des informations recueillies. Pour commencer, l’étendue horizontale et verticale de la contamination des sédiments, et les risques écologiques ou humains connexes, doivent être correctement évalués. Des sédiments superficiels (profondeur d’environ 10 cm) doivent être évalués et des sédiments profonds doivent être pris en compte si la possibilité d’une future exposition est envisageable en raison de facteurs naturels (p. ex. affouillement par érosion) ou anthropiques (p. ex. dragage, construction, ancrage). Le MCS doit aussi indiquer comment évaluer la possibilité de migration des contaminants entraînés par les apports souterrains ou encore des étendues d’eau de surface ou des sédiments vers les eaux souterraines en période d’alimentation de la nappe phréatique. La réponse aux questions qui précèdent 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 priorité et forme que devraient prendre ces mesures.

Une fois un programme d’essais détaillés approfondi effectué, les décisions présentées ci-après dans le tableau 2 [fondées sur l’ACO (pages 12 à 14)] peuvent être prises en toute confiance, avec le soutien d’experts. En outre, la création d’une matrice décisionnelle pour l’évaluation du poids de la preuve survient à cette étape-ci (laquelle est présentée en détail à l’Annexe E du présent document ainsi qu’aux pages 14 à 18 de l’ACO).

Tableau 2 : EP – Comparaisons et décisions

2.4.2 Étape 6 : Classification du site

Justification : Les nouveaux renseignements recueillis et élaborés à l’étape 5 sont appliqués pour classifier (ou mise à jour de la classification de l’étape 4) les sites aquatiques et déterminer la priorité d’action.  

À cette étape, le Système de classification des sites aquatiques (2021a) du PASCF est appliqué en vue d’une première classification des sites aquatiques contaminés, ou d’une mise à jour de la classification à partir de l’étape 4. Les sites déterminés comme étant non contaminés sont exclus de toute considération ultérieure. 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. Si des informations étaient toujours manquantes, il faudrait poursuivre les activités prévues à l’étape 5 jusqu’à ce que toutes les lacunes dans les données soient comblées.

Figure 7 : Approche séquentielle de l’évaluation du risque (étapes 1 à 6)

Source : Golder Associates Ltd (2006). (Collecte de l’information = étapes 1-2; examen préalable = étapes 3-4; évaluation détaillée = étapes 5-6)

2.5 Assainissement/gestion du risque

Justification : Les gardiens doivent déterminer la meilleure méthode à suivre pour traiter les sites dont la contamination est confirmée.

Les étapes 7 et 8 du cadre comprennent l’élaboration et la mise en œuvre d’une stratégie d’A/GR 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 œuvre 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 du gardien, pourra gérer les risques en matière de santé, de sécurité et d’environnement. Les activités de GR bénéficieraient de la réalisation d’études de cas relatives à l’établissement, à l’application et à la mise en œuvre d’objectifs chiffrés pour l’assainissement du site.

Les 11 principes d’A/GR suivants [basés sur le document de l’USEPA (2002a)] doivent être appliqués :

1. vérifier les sources de contamination dès les premiers stades;
2. faire participer la collectivité dès le départ et souvent;
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 A/GR 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 A/GR;
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, ou tissus) pendant et après le contrôle des sources ou l’assainissement des sédiments afin de vérifier et de documenter l’efficacité des mesures.

Il convient de noter que l’assainissement de certains sites aquatiques contaminés sera complexe. Une évaluation du risque est souvent effectuée afin de faciliter la sélection de mesures durables et locales d’A/GR (Sparrevik et Breedveld, 2009) ou de justifier la prise de mesures supplémentaires. Dans certains cas, il faudra recourir à des essais à l’échelle du laboratoire ou à des essais géotechniques spécialisés propres au site.

Figure 8 : Stratégie de gestion du risque (étapes 7-8), échantillonnage de confirmation (étape 9), et suivi à long terme (étape 10) pour l’évaluation et la gestion de sites aquatiques contaminés

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

2.5.1 Étape 7 : Élaborer une stratégie de l’assainissement/gestion du risque

Justification : Les gardiens doivent élaborer une stratégie d’A/GR propre au site, laquelle pourrait comprendre une évaluation du risque qui servira à traiter la contamination trouvée à leur site. Utiliser l’information recueillie au cours du processus qui a permis de classer les sites aquatiques contaminés pour élaborer cette stratégie.

Le but de l’étape 7 est d’élaborer une stratégie de gestion environnementale adaptative du site qui permettant de réduire les concentrations de contaminants préoccupants, 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 bien définis en matière de distribution, de délimitation, de destin et de transport des contaminants, ainsi que de risques pour la santé humaine et l’environnement.

Lorsque les sources de contamination actuelles ne sont pas contrôlées ou soumises à une gestion du risque, les sites ne sont généralement pas admissibles au financement. Toutefois, il peut y avoir des circonstances où le traitement de ces sites est justifié. Par conséquent, ces situations doivent faire l’objet de discussions supplémentaires avec l’équipe de soutien d’expert et le secrétariat du PASCF, au cas par cas. 

Par le passé, dans le cadre du PASCF, le financement des projets d’A/GR était accordé uniquement pour les sites contaminés où l’activité à l’origine de la contamination est antérieure au 1er avril 1998. Toutefois, plusieurs exceptions sont indiquées dans la directive du PASCF sur l’admissibilité des sites et des coûts (phase IV), disponible en tant qu’annexe dans le Manual du PASCF: Phase IV (PASCF, 2021c). Les règles de priorités pour obtenir des fonds d’A/GR sont aussi détaillés dans la directive du PASCF sur l’admissibilité des sites et des coûts (phase IV) (PASCF, 2021c).

2.5.1.1 Facteurs de gestion du risque

Justification : Dans la mesure du possible, l’exposition à la contamination peut être réduite de manière telle qu’elle ne constitue plus un risque pour la santé humaine ou l’environnement.

Certains éléments doivent être pris en compte pendant l’élaboration de stratégies de gestion du risque. La gestion du risque comprend une des deux activités suivantes ou les deux : limiter l’utilisation du site par des récepteurs préoccupants et/éliminer ou réduire la voie d’exposition à la contamination. L’exposition se rapporte aux liens entre les RP et les CP. Les facteurs clés de toute stratégie de gestion du risque comprennent notamment ce qui suit :

• le respect des normes, critères et recommandations;
• l’efficacité à long terme et la permanence;
• les restrictions de mise en œuvre (p. ex. le dragage pour la navigation élimine le besoin de recouvrement);
• 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.

Selon les caractéristiques des contaminants et du site, la gestion du risque peut se limiter à éliminer la source de contamination et à laisser ensuite les processus de rétablissement naturels assainir le site aquatique. Les paragraphes qui suivent se fondent sur le principe que les sources ont été contrôlées.

2.5.1.2 Facteurs d’assainissement du milieu aquatique

Justification : Dans la mesure du possible, les milieux affectés par une contamination peuvent être assainis de manière telle qu’ils ne constituent plus un risque pour la santé humaine ou l’environnement.

Au moment de décider d’un plan d’action approprié, le gardien peut choisir de fonder simplement ses efforts d’assainissement sur les lignes directrices générales en matière de qualité de l’environnement. Un scénario où de telles mesures seraient considérées comme un plan d’action approprié présenterait un site aquatique hautement contaminé et relativement restreint, préclassifié classe 1 à l’étape 4 (c.-à-d., un « point névralgique »), au sujet duquel tous les intervenants et les peuples autochtones conviennent qu’il faut procéder à l’assainissement sans autre examen. Cette approche peut être envisagée lorsque les coûts d’assainissement sont moindres que ceux de tout autre examen et que les mesures d’assainissement ne causeront pas plus de dommages à l’environnement qu’elles en corrigeront, ou que les effets sur les récepteurs sont inacceptables et que le taux de contamination doit être abaissé immédiatement.

Cependant, il est important de souligner que les efforts d’assainissement ne sont habituellement pas fondés sur les lignes directrices générales en matière de qualité de l’environnement, mais plutôt sur des objectifs quantitatifs propres au site établis en adaptant les lignes directrices générales aux conditions propres au site, ou en fonction de l’évaluation du risque. Cela s’explique du fait que les recommandations générales pour la qualité de l’environnement peuvent ne pas être suffisantes pour guider seules la prise de décisions, parce qu’elles ne sont pas adaptées aux conditions propres au site. Elles doivent plutôt être utilisées comme des éléments déclencheurs d’études plus poussées (p. ex., pendant l’énoncé du problème de l’évaluation du risque [Desrosiers et al. 2009]). En général, on devrait disposer soit de données biologiques valables indiquant qu’une atteinte importante à l’écosystème aquatique résulte des CP du site, soit de preuves montrant que le site présente des risques inacceptables pour la santé humaine. Une décision d’assainissement des sites aquatiques contaminés basée sur le simple dépassement numérique des recommandations générales pour la qualité de l’environnement pourrait davantage perturber un habitat aquatique. Pour cette raison, les mesures d’assainissement devraient habituellement se conformer aux lignes directrices générales modifiées en fonction des résultats d’une ÉD et/ou d’une évaluation du risque, ou à une combinaison de l’approche des lignes directrices et une approche basé sur les risques appelées « approche hybride » selon le CD du PASCF (sous presse).  

Des objectifs numériques d’assainissement propres au site devraient être élaborés pour protéger la santé humaine et l’environnement de la même manière que les recommandations générales sont conçues à cet effet. Comme indiqué précédemment, ces objectifs ne doivent pas être basés sur des recommandations générales pour la qualité de l’environnement qui sont ordinairement trop prudentes (par exemple basées sur des concentrations chimiques totales, sans tenir compte de la biodisponibilité de l’endroit). Les lignes directrices sur la qualité des sédiments propres au site ou les objectifs d’assainissement chiffrés propres au site doivent être utilisés en fonction de l’information produite précédemment, en adaptant les lignes directrices générales afin de refléter les conditions propres au site, ou en fonction d’une évaluation du risque.

Comme mentionné précédemment, les gardiens ont la possibilité d’appliquer l’approche hybride, approche d’A/GR combinée qui utilise les lignes directrices  sur la qualité de l’environnement et les objectifs quantitatifs basé sur les risques propres au site. Les objectifs d’A/GR génériques et propres au site sont utilisés conjointement, selon une combinaison de mesures provenant des étapes d’évaluation et fondées sur le meilleur jugement professionnel.

Les gardiens sont encouragés à consulter le CD du PASCF (2018) pour sélectionner l’approche d’élaboration de la stratégie d’A/GR la plus appropriée (étape 7).    

Les points développés ci-dessous doivent être considérés comme des conditions préalables à la planification de l’assainissement :

• Il est important de déterminer les causes de contamination 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). Vous pouvez vous reporter Document d’orientation sur l’ÉRÉ, Module 4 (PASCF, 2013c), qui porte sur les quatre principales étapes, y compris l’évaluation de la causalité.
• Il est important que les sources continues de contamination soient contrôlées avant toute mesure corrective. Les mesures d’assainissement sont habituellement intrusives sur le plan écologique et financièrement coûteux. L’élimination ou le contrôle 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.
• 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 financiers connexes qu’elles entraînent. Afin de prévenir les effets environnementaux nocifs, il faut envisager de recourir à des technologies de remplacement novatrices ou durables.

Théoriquement, les objectifs de qualité des sédiments (OQS) 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, pourvu que ces dernières possèdent les moyens appropriés pour détecter des changements (Suter et al. 2002; Chapman 2007; McPherson et al. 2008; Environnement Canada et ministère de l’Environnement de l’Ontario. 2008; Fletcher et al. 2008).

Lorsque les OQS auront été établis, il sera possible de développer la stratégie d’A/GR. 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 d’assainissement/de gestion du risque appropriées sont influencées non seulement par la réduction du risque, mais aussi par les facteurs techniques, économiques et sociaux propres au site aquatique contaminé, aux intervenants et aux peuples autochtones.

Dans certains cas, la gestion du site peut inclure un suivi plutôt que des mesures physiques (p. ex. le suivi du rétablissement naturel [Magar et al., 2009]). Le programme du PASCF a élaboré un document d’orientation très pertinent sur le suivi du rétablissement naturel, le « Guide du suivi du rétablissement naturel (SRN) dans les sites aquatiques contaminés fédéraux » (PASCF, sous presse). Certaines mesures de gestion possibles sont décrites à la figure 9 ci‑dessous concernant les coûts et la réduction des risques propres au site, et des renseignements additionnels sont fournis au tableau 3 ci‑dessous. 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 souterraines ou de surface contaminées par la lixiviation des dépôts de déblais de dragage). Pour cette raison, il faut envisager un plan de gestion environnemental (PGE) 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-bénéfices financiers et une analyse coûts-bénéfices environnementaux (c.-à-d. une analyse comparative des risques) afin de faciliter la détermination de la stratégie optimale de l’assainissement/gestion du risque et, le cas échéant, d’établir un ordre de priorité pour leur assainissement. Les principales questions à poser sont les suivantes :

• Quels changements 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 options 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. Services publics et Approvisionnement Canada (SPAC) tient à jour un outil complet comportant des documents de référence importants appelé Guide d’orientation pour la sélection de technologies de décontamination (GOST). Le GOST est une base de données et un outil décisionnel créé conjointement par l’Institut de recherche en biotechnologie du Conseil national de recherches du Canada et SPAC afin d’aider les gestionnaires des sites contaminés à sélectionner les techniques d’assainissement les plus appropriées.

Figure 9 : Mesures de gestion possibles pour les sites aquatiques contaminés après le contrôle à la source

Source : Golder 2006 

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)

Tableau 3 : Mesures de gestion possibles pour les sites aquatiques contaminés : pertinence, exigences et répercussions^{Note de bas de page 3} 

Des références utiles sont fournies à l’annexe A. Le suivi est un élément obligatoire de toutes ces mesures de gestion possibles.

2.5.2 Étape 8 : Mise en œuvre de la stratégie de l’assainissement/gestion du risque

Justification : La stratégie d’A/GR élaborée à l’étape 7 (section 2.5.1) est mise en œuvre; elle comprend notamment un plan d’action d’assainissement (PAA) ou un plan d’action de gestion du risque (PAGR), un PGE et le choix d’un ou de plusieurs entrepreneurs appropriés pour les travaux d’assainissement/gestion du risque.

Selon le site aquatique contaminé visé, sa sensibilité ou la proximité de zones sensibles et la complexité des problèmes de contamination, les mesures d’A/GR peuvent varier, allant d’un simple correctif mis en application sur une période relativement courte jusqu’à une stratégie complexe ou une combinaison de stratégies étalées sur une période relativement longue. L’évaluation complète de toutes les solutions, une planification attentive des mesures d’A/GR et une mise en œuvre contrôlée, quoiqu’adaptable (gestion adaptative), faciliteront l’assainissement efficace d’un site aquatique contaminé.

2.5.2.1 Préparation d’un plan d’action pour l’assainissement/gestion du risque

Justification : Le PAA/PAGR tient compte des problèmes environnementaux établis lors de l’évaluation détaillée (étape 5) et élabore un plan d’A/GR en conséquence. Cela inclut la mise en œuvre et une surveillance potentiellement à long terme.

En général, le PAA doit être établi avec l’aide d’experts. 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 son équipe, il est chargé de fournir la documentation appropriée, est responsable de l’AQ/CQ et doit communiquer avec les intervenants et les peuples autochtones, au besoin, pendant la mise en œuvre du plan d’assainissement/de gestion du risque. Si les entrepreneurs locaux ne possèdent pas l’expérience, l’expertise ou les connaissances nécessaires pour mener à bien des éléments hautement spécialisés des travaux, ces éléments peuvent être donnés en sous-traitance.

Le PAA/PAGR doit comprendre :

• un résumé des conclusions d’examens antérieurs du site (p. ex. des étapes 1 à 6);
• les CPP;
• les RPP;
• l’identification, la quantification et la caractérisation des sédiments à assainir/devant faire l’objet d’une gestion du risque;
• le résumé des solutions d’A/GR évaluées et de la méthode utilisée pour le choix de la stratégie privilégiée;
• un plan de mise en œuvre détaillé incluant un échéancier et les coûts connexes;
• des mesures de contrôle visant à minimiser les risques pour les humains et l’environnement pendant la mise en œuvre 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);
• la détermination du devenir des contaminants résiduels;
• la description des plans d’échantillonnage de confirmation (étape 9) et le suivi à long terme (étape 10) si la situation l’exige.

Selon la complexité et l’ampleur du projet, un examen technique indépendant du’un PAA peut être utile, de même qu’une rétroaction des intervenants et des peuples autochtones, le cas échéant. Les organismes de réglementation fédéraux et provinciaux/territoriaux doivent être consultés au sujet des exigences réglementaires, s’il y a lieu.

2.5.2.2 Plan de gestion de l’environnement

Justification :

Dans le cadre de la planification de l’assainissement, il est possible d’établir un plan de gestion de l’environnement (PGE) avec l’aide d’experts. 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 :

• Loi sur l’évaluation d’impact (LEI) de 2019 – les autorités fédérales doivent, au titre des dispositions sur le territoire domanial des articles 81-91 de la LEI de 2019, déterminer la probabilité d’effets environnementaux négatifs importants pouvant découler d’un projet réalisé sur un territoire domanial. La LEI définit le projet comme une activité concrète liée à un ouvrage. Pour aider les autorités à comprendre les exigences de la LEI, l'Agence a élaboré plusieurs ressources pour aider à expliquer le processus d'évaluation d'impact du gouvernement fédéral. Il importe de signaler que :
  • les lieux contaminés peuvent être assujettis à un examen en vertu d’un régime d’évaluation environnementale dans le Nord (p. ex., Loi sur l’évaluation environnementale et socioéconomique au Yukon [PDF], Loi sur la gestion des ressources de la vallée du Mackenzie, Convention définitive des Inuvialuit [PDF], Loi concernant l’Accord sur les revendications territoriales du Nunavut [PDF]), qui est généralement déclenché lorsqu’un projet exige l’approbation ou le permis d’un organisme responsable;
• la Loi canadienne sur la protection de l’environnement (LCPE) de 1999 – contribue au développement durable grâce à la prévention de la pollution ainsi qu’à la protection de l’environnement et de la santé humaine contre les risques associés aux substances toxiques;
• la Loi sur la Convention concernant les oiseaux migrateurs, 1994 – protège les oiseaux migrateurs, leurs œufs et leurs aires de nidification contre la chasse, le braconnage et la commercialisation. Elle offre également une protection contre le rejet de substances nocives pour les oiseaux migrateurs;
• la Loi sur les pêches, 2019 – comprend notamment les dispositions relatives à la protection du poisson et de son habitat [p. ex., le paragraphe 34.4(1) qui interdit les ouvrages, entreprises ou activités pouvant entraîner la mort du poisson, autrement que par la pêche; le paragraphe 35(1) qui interdit les ouvrages, entreprises ou activités entraînant la détérioration, la destruction ou la perturbation de l’habitat du poisson, etc.] et les dispositions relatives à la prévention de la pollution [p. ex., le paragraphe 36(3) qui interdit le rejet de substances nocives dans des eaux où vivent des poissons]; il convient de noter ce qui suit :
  • les ouvrages peuvent entraîner le rejet de substances nocives (p. ex., eau chargée de sédiments, contaminants rejetés pendant le dragage) et ces substances doivent être limitées à la source pendant les travaux d’assainissement;
  • les restrictions quant au moment de réalisation des ouvrages, entreprises ou activités (OEA) constituent aussi une mesure d’atténuation et un outil de gestion communs qui servent à réduire les effets potentiels sur le poisson ou son habitat et qui peuvent avoir des répercussions importantes sur la planification des travaux proposés sur un site aquatique contaminé. Vous trouverez les mesures visant à protéger le poisson et son habitat sur le site Web du MPO;
  • afin de réaliser légalement un OEA pouvant entraîner la mort du poisson (autrement que par la pêche) ou la détérioration, la destruction ou la perturbation de l’habitat du poisson, le promoteur doit obtenir une autorisation au titre de la Loi sur les pêches.
• la Loi sur les eaux navigables canadiennes – réglemente les ouvrages réalisés dans les eaux navigables prévues ou sur, sous, au-dessus ou à travers celles-ci;
• la Loi sur les ressources en eau du Canada – la partie II traite spécifiquement de la gestion de la qualité de l'eau et de la pollution de l'eau, le cas échéant; et;
• la Loi sur les espèces en péril – la Loi vise à prévenir la disparition – de la planète ou du Canada seulement – des espèces sauvages (y compris les espèces aquatiques), à permettre le rétablissement de celles qui, par suite de l’activité humaine, sont devenues des espèces disparues du pays, en voie de disparition ou menacées et à favoriser la gestion des espèces préoccupantes pour éviter qu’elles ne deviennent des espèces en voie de disparition ou menacées. Le ministre des Pêches et des Océans est responsable de l’administration et de l’application de la LEP en ce qui concerne les espèces aquatiques inscrites, à l’exception de celles qui sont présentes dans les parties du territoire domanial dont la gestion relève de l’Agence Parcs Canada. Ces espèces aquatiques comprennent les poissons au sens de l’article 2 de la Loi sur les pêches, les plantes marines au sens de l’article 47 de cette loi. Le Ministère a pour mandat de protéger les espèces aquatiques inscrites à la LEP (article 32), leurs résidences (article 33), et leur habitat essentiel [paragraphe 58(1)] et d’assurer leur rétablissement. L’interdiction des activités ayant une incidence sur les espèces aquatiques en péril visent seulement les espèces inscrites à l’annexe 1 de la LEP, comme étant menacées, en voie de disparition ou disparues. Les interdictions ne s’appliquent pas aux espèces préoccupantes. Des renseignements sur les espèces aquatiques en péril qui se trouvent dans les eaux canadiennes et leur statut aux termes de la LEP sont accessibles sur le site du Registre des espèces en péril.
  • De plus amples renseignements sur les espèces aquatiques en péril (y compris les cartes des espèces aquatiques en péril) sont accessibles sur le site Web du MPO, Espèces aquatiques en péril (dfo-mpo.gc.ca). Il existe aussi un certain nombre de documents sur les meilleures pratiques de gestion qui donnent des directives sur 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.
  • Les dispositions relatives aux permis sont énoncées à l’article 73 de la LEP et permettent la délivrance d’un permis pour autoriser le demandeur à exercer une activité touchant une espèce sauvage inscrite, tout élément de son habitat essentiel ou la résidence de ses individus. Un permis peut être délivré ou un accord peut être conclu si les conditions des paragraphes 73(2) à 73(7) sont respectées.
  • En plus de la délivrance de permis, d’après le paragraphe 74 de la LEP, tout accord, tout permis, toute licence ou tout arrêté – ou un autre document semblable, conclu, délivré ou pris par le ministre compétent en application d’une autre loi fédérale a le même effet qu’un accord ou permis délivré au titre de la LEP, si les exigences des paragraphes 73(2) à (7) sont respectées. Cela signifie, par exemple, qu’une autorisation aux termes de la Loi sur les pêches peut tenir lieu de permis au titre de la Loi sur les espèces en péril.

Il importe de signaler que les processus législatifs ci dessus et plus précisément les approbations ou décisions réglementaires connexes peuvent declenchert l’« obligation de consulter » les peuples autochtones. Le gouvernement du Canada a l’obligation de consulter les peuples autochtones et, au besoin, de prendre des mesures d’accommodement lorsqu’il envisage de mettre en œuvre une initiative pouvant avoir des effets préjudiciables sur les droits ancestraux ou issus de traités (RCAANC, 2019). Il peut s’agir notamment d’activités du gouvernement fédéral, comme l’approbation réglementaire de projets, la délivrance de permis, la délivrance d’autorisations, les décisions opérationnelles et l’élaboration de politiques. Les gardiens sont encouragés à demander de l’aide juridique dans le cas d’une incertitude s’il s’agit du devoir de consulter concernant un site contaminé.

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 des sites contaminés peuvent être uniques et/ou complexes. Par conséquent, ils doivent être pris en considération au moment de sélectionner des entrepreneurs appropriés pour la réalisation d’activités d’assainissement et de gestion du risque.

La sélection d’un entrepreneur approprié pour la réalisation des activités d’A/GR exige de préparer un devis détaillé et un appel d’offres, ce qui doit comprendre un volet d’évaluation pour garantir que le soumissionnaire retenu possède des connaissances et de l’expérience relativement à l’utilisation de la technologie d’assainissement recommandée dans des conditions semblables à celles du site. Il faut également vérifier si l’entrepreneur dispose d’un programme efficace de gestion de l’environnement et de sécurité. Les plans et devis et l’appel d’offres doivent contenir :

• des descriptions et spécifications concises décrivant chaque élément du plan de mise en œuvre;
• 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 contaminés (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 extrêmes 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.), s’il y a lieu;
• une demande d’information détaillée sur les coûts et sur les taux unitaires des travaux supplémentaires imprévus éventuels afin de modifier le contrat;
•  les critères de l’évaluation des offres.

Les soumissionnaires doivent avoir la possibilité de visiter le site aquatique contaminé sur demande. Ils doivent recevoir les rapports de site et avoir l’occasion 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.

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 incluent habituellement les éléments suivants :

• une description concise de chaque composante du plan de mise en œuvre;
• un calendrier détaillé des travaux;
• un plan de santé, de sécurité et un PPE ou des indications sur la façon dont il sera élaboré si le contrat est obtenu;
• la description de toute étude de faisabilité proposée, à l’échelle pilote ou d’optimisation;
• 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;
• les livrables, tels que 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 pourraient entraîner des coûts supplémentaires et le contrat pourrait devoir être modifié, ce qui causerait des retards dans les étapes déterminantes du projet.

2.6 Suivi de la gestion du risque et de l’assainissement/gestion du risque

Justification : L’échantillonnage de confirmation (étape 9) vise à s’assurer que les objectifs d’A/GR ont été atteints pendant et immédiatement après la mise en œuvre du PAA/PGR, tandis que la surveillance à long terme (étape 10) vérifie si les objectifs en matière de gestion seront atteints dans un avenir prévisible. Consulter la figure 8 pour une illustration des étapes 9 et 10.

Le suivi à long terme peut débuter après l’échantillonnage de confirmation démontre que le buts d’A/GR ont étés atteint. Le suivi à long terme est typiquement requis aux sites ou l’approche d’A/GR comptait sur l’élimination des voies de transport de contamination aux récepteurs au lieu d’enlever ou traiter les contaminants qui surpassent les objectifs d’assainissement. Le moteur principal du suivi à long terme est de s’assurer que les contrôles d’A/GR demeure protectif de la santé humaine et de l’environnement. Des directives générales à l’égard du suivi se trouvent à l’Annexe A.

2.6.1 Étape 9 : Échantillonnage de confirmation

Justification : L’échantillonnage de confirmation vise à s’assurer que les objectifs d’A/GR ont été atteints pendant et immédiatement après la mise en œuvre du PAA/PGR.

L’échantillonnage de confirmation est nécessaire pour démontrer que les risques pour les humains et l’environnement sont devenus négligeables à la suite de l’A/GR. En d’autres termes, la contamination a été éliminée (p. ex. par dragage), l’exposition à la contamination a été éliminée (p. ex. traitement in situ, confinement en milieu aquatique) ou le risque pour les récepteurs a été suffisamment contrôlé par la gestion du risque (p. ex. RNS).  

La zone visée par les mesures d’assainissement ou de gestion des risques doit faire l’objet d’un échantillonnage pour de vérifier si les objectifs d’A/GR ont été atteints (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’A/GR, suivies d’un échantillonnage de confirmation. De telles activités pourraient nécessiter des changements dans les approches d’A/GR. Lorsque les objectifs sont atteints, les activités d’A/GR et les conditions du site qui en résultent sont documentées dans un rapport. L’information sur les conditions du site après la mise en œuvre des mesures de gestion et un échantillonnage de confirmation acceptable formeront la base du suivi à long terme subséquent (étape 10, section 2.6.2), au besoin.

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’AQ/CQ;
• analyse des échantillons par des laboratoires agréés (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 pose-t-il toujours un risque inacceptable, sur le plan humain ou écologique, de sorte que d’autres mesures de gestion sont nécessaires? »

La réponse à la question « Le site aquatique contaminé pose-t-il toujours un risque inacceptable, sur le plan humain ou écologique, de sorte que d’autres mesures de gestion sont nécessaires? » sera fondée sur la réalisation ou non des objectifs d’A/GR. Le soutien d’expert peut fournir des orientations à ce sujet (p. ex., Le dépassement d’une seule recommandation entraîne-t-il la non-conformité?). PASCF a récemment mis à jour le modèle de rapport pour la fermeture de site (PASCF 2021, sous presse) et la directive qui lui est associée (PASCF 2021, sous presse). Le modèle comprend des listes de vérifications afin d’aider à documenter si les risques associés au site ont été réduits à un niveau acceptable grâce à la mise en œuvre de mesures d’assainissement ou de gestion du risque sur place.

2.6.2 Étape 10 : Suivi à long terme (s’il y a lieu)

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

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 : 1) les mauvais facteurs (p. ex., des facteurs politiques plutôt que des études scientifiques efficaces); 2) une mauvaise conception initiale; et 3) 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 de gestion.

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 approuvé  par tous les intervenants et les peuples autochtones, le cas échéant;
• être effectué par des professionnels compétents, notamment des partenaires communautaires formés.

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’A/GR (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. Une orientation sur la non-conformité aux objectifs d’A/GR serait utile.

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, on peut déclarer que les travaux d’assainissement ou de gestion des risques du site aquatique contaminé ont été effectués. Cependant, si les objectifs d’A/GR ne sont pas atteints, le PAA/PGR 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 et de gestion adaptative appropriées.

Le PASCF a mis sur pied un document d’orientation sur la planification du suivi à long terme (SLT) aux fins d’utilisation dans les sites contaminés fédéraux (PASCF, 2013b). Ce document : 1) fournit un cadre pour l’élaboration et la mise en œuvre de plans de suivi à long terme scientifiquement valables; 2) favorise l’uniformité, dans la mesure du possible, entre les ministères fédéraux, les régions et les autorités réglementaires en ce qui concerne le contenu et la mise en œuvre des plans de suivi à long terme; et 3) établit des procédures pour déterminer les critères de décision avant la collecte de données relative au suivi à long terme. Le document d’orientation comprend des études de cas détaillées sur les programmes de suivi à long terme des sites aquatiques. La version complète du document d’orientation ainsi que son sommaire du document sont disponibles sur le site Web du programme des sites contaminés fédéraux.

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USEPA. 2006. Guidance on systematic planning using the data quality objectives process [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 [en anglais seulement]. New Orleans (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] [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.

Annexe B – Ojectifs 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 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, des décideurs, des membres de l’équipe technique, des intervenants et des peuples autochtones, 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 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 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. 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 dans l’énoncé du problème (USEPA, 1993). Un énoncé de problème bien construit 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 des risques 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 plusieurs médias environnementaux robustes, et nécessite généralement des efforts considérables pour obtenir le consensus les intervenants et des peuples autochtones 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 D).

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 relations qui sont établies 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 le facteur 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;
• Déclenché 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 des tableaux 1 et 2, pp 16-18 du document d’Environnement Canada et du ministère de l’Environnement de l’Ontario

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, à l’altération du 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

RPQS du CCME = recommandation pour la qualité des sédiments
À noter que la définition générale d’« absence d’effets nocifs significatifs » est indépendante de la chimie des sédiments.

Le tableau E2 fournit une matrice décisionnelle ainsi que les mesures à prendre proposées dans le cas de 16 combinaisons différentes de résultats de tests issus d’analyses applicables à la chimie des sédiments, à la toxicité, à l’altération du 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

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).