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Résumé des commentaires du public sur les rejets de radionucléides à partir des installations nucléaires
(effets sur le biote non humain)


(Version PDF - 207 Ko)

Les commentaires sur le Rapport provisoire d’évaluation des rejets de radionucléides à partir des installations nucléaires (effets sur le biote non humain) figurant dans la LSIP2 établie en vertu de la Loi canadienne sur la protection de l’environnement 1999 (LCPE (1999)) ont été fournis par les intervenants suivants :

  1. Comité consultatif de la radioprotection
  2. Énergie atomique du Canada limitée
  3. BEAK International Inc. -- au nom de COGEMA, Rio Algom et Denison Mines Limited
  4. Cameco
  5. COGEMA Resources Inc.
  6. Denison Mines Limited
  7. Inter Church Uranium Committee Educational Co operative
  8. Un citoyen de la Saskatchewan
  9. Société d’énergie du Nouveau-Brunswick
  10. Rio Algom
  11. Ontario Power Generation
  12. Ministère de l’Environnement et de la Gestion des ressources de la Saskatchewan
  13. Saskatchewan Mining Association
  14. SENES Consultants -- au nom de Rio Algom et Denison Mines Limited

Les commentaires et les réponses sont résumés ci dessous par Environnement Canada. (Tous sont basés sur la version anglaise du rapport.)

Généralités
Commentaires (source)Réponse
1. L’industrie est déjà strictement réglementée en vertu des lois fédérales et provinciales, notamment par la Commission canadienne de la sûreté nucléaire (CCSN) et la Loi sur la sûreté et la réglementation nucléaires (LSRN 2000) (4,5,13).La protection de l’environnement ne faisait pas partie de la Loi sur le contrôle de l’énergie atomique (1948). Ainsi, les membres du public ont pu démontrer au groupe d’experts-conseils des ministres que les risques potentiels des rejets de radionucléides à partir des installations nucléaires pour les espèces non humaines justifiaient une évaluation environnementale en vertu de la LCPE. Dans le rapport d’évaluation révisé, il est établi que la LSRN 2000 confère à la CCSN l’obligation juridique de protéger l’environnement. Le nouveau mandat de la CCSN sera étudié par les ministres lorsqu’ils auront à décider de la façon de gérer les risques associés aux rejets de radionucléides à partir des installations nucléaires.
2. Les conclusions entrent en conflit avec les activités fédérales-provinciales conjointes d’évaluation environnementale et de délivrance de permis qui ont établi que les mines et les usines de concentration d’uranium ne posaient pas de risque important pour l’environnement (4,5,13).L’évaluation fédérale-provinciale des nouvelles mines et usines de concentration d’uranium a reconnu que les effets des effluents entiers se feraient sentir dans le champ proche, mais a conclu que les mines et les usines pouvaient être exploitées sans risque environnemental important dans le champ lointain.
3. Este-ce que la proposition visant à considérer les aires de gestion des déchets comme toxiques aux termes de la LCPE signifie que les aires de gestion des déchets de réacteurs de puissance sont aussi toxiques aux termes de la LCPE (10)?Les rejets de toutes les sources à cinq centrales nucléaires ont été évalués ensemble et représentaient peu de risques pour l’environnement. Les aires de gestion des déchets à ces endroits n’avaient pas réellement d’incidence sur le quotient de risque, parce qu’elles sont conçues de manière à ne pas occasionner de rejets dans l’environnement. Dans le rapport révisé, on conclut que les rejets de radionucléides provenant d’aires de gestion des déchets « autonomes » ne causent pas de dommages à l’environnement.
4. Aucune reconnaissance de l’utilisation de combustible nucléaire au lieu de mazout ou de charbon (13).Ce commentaire dépasse la portée de l’évaluation des risques.
5. La déclaration d’une substance comme étant toxique aux termes de la LCPE a des répercussions socio-économiques (13).Ce commentaire dépasse la portée de l’évaluation des risques.
Scientifiques et techniques
Commentaires (source)Réponse
6. Absence de consultation ou de contribution valable des exploitants de mines et d’usines de concentration d’uranium (2,4,5,6,10,13).La disponibilité d’informations précises dans les données et les rapports de la CCSN explique, en partie, le faible taux de participation des intervenants à cette évaluation. Ces derniers ont eu l’occasion d’examiner les données utilisées pour évaluer chaque installation et de faire des commentaires au sujet du document justificatif provisoire. De plus, ils ont pu présenter de nouvelles données à la réunion des intervenants de décembre 2000 et aux trois ateliers d’une journée en mars 2001 au cours desquels ont été étudiées les questions techniques.
7. L’évaluation ne comprend pas de renseignements appropriés pour les décisions de gestion des risques (13,14).Le document d’évaluation, de même que le document justificatif, contiennent des renseignements sur les taxons les plus susceptibles de subir des effets nuisibles à chaque endroit, la localisation de ces effets, une indication de la répartition spatiale de ces risques et une estimation de l’ampleur des effets, de même qu’une indication des radionucléides qui sont préoccupants.
8. Absence d’examen indépendant (1,2,3,4,5,6,8,10,11,13,14).Un examen par des pairs a été entrepris parallèlement à la période de 60 jours de commentaires du public et des intervenants. Les noms des examinateurs indépendants et leurs commentaires ont été communiqués aux intervenants aux fins d’évaluation. Leurs noms sont aussi inclus dans le rapport d’évaluation révisé.
9. Inclusion des données sur les rejets de radionucléides à l’intérieur des limites du projet, comme si elles étaient représentatives du milieu récepteur (2,4,5,13).Puisque le biote aquatique peut se retrouver dans les eaux de surface près des canalisations du point de rejet, les données sur la concentration à ces endroits peuvent être utilisées pour estimer l’exposition. Pour cette raison, les lacs qui reçoivent des effluents dans le champ proche / zone de mélange font partie de l’évaluation. On trouve des exemples semblables de répercussions sur place ou relativement locales qui ont été utilisés dans d’autres évaluations réalisées en vertu de la LCPE pour appuyer une conclusion au sujet du caractère toxique aux termes de la LCPE.
10. Forte dépendance à l’égard des données de zones d’extraction et de traitement des minerais (lac Beaverlodge et rivière Serpent) (4,13) et exclusion de zones relevant du gouvernement du Canada (Port Radium) (13).Par définition, les installations nucléaires obtiennent leur permis de la Commission de contrôle de l’énergie atomique / CCSN. Par conséquent, l’évaluation a été limitée aux installations détentrices de permis de la CCEA / CCSN au moment où la LSIP2 a été annoncée en 1995. C’est pour cette raison que Port Radium a été exclu. Puisque les emplacements de Beaverlodge et de la rivière Serpent n’étaient plus en exploitation et étaient déclassés, les signes d’effets possibles à ces endroits ne sont pas d’une importance cruciale pour la détermination de la toxicité aux termes de la LCPE.
11. Exclusion de deux nouvelles installations de pointe (4,5,13).Ces nouvelles installations, au lac McClean et à la rivière McArthur, ont obtenu un permis d’exploitation en 1999 et n’ont pas été en exploitation suffisamment longtemps pour qu’on puisse disposer de données de surveillance de l’environnement et des effluents pertinentes au moment où la portée initiale de cette évaluation a été établie. Depuis, ces données ont été recueillies et ajoutées au rapport d’évaluation final.
12. La raison pour laquelle les données présentées au sujet des installations d’extraction et de concentration de l’uranium en Saskatchewan sont substantiellement plus nombreuses que celles d’autres installations nucléaires n’est pas évidente (12).Les données présentées sur les installations du nord de la Saskatchewan sont plus nombreuses que pour la plupart des autres installations en raison de la nature de l’évaluation, du lieu / de la nature des emplacements à l’étude et de la disponibilité des données. La toxicité de l’uranium était une préoccupation aux installations d’extraction, mais pas aux centrales nucléaires et dans les aires de gestion des déchets des Laboratoires de Chalk River, de sorte qu’aucune donnée sur l’uranium n’est présentée pour ces dernières. De plus, les milieux récepteurs de ces dernières sont des systèmes plus simples que dans le cas des mines d’uranium; ainsi, la surveillance ne nécessite pas autant de données.

13. Il y a un certain nombre d’erreurs

  • les données sur la concentration d’uranium pour le poisson (3);
  • les valeurs pour l’uranium à Port Hope dans le tableau 5.27 (3);
  • d’autres données utilisées (3 ordres de grandeur) (3);
  • les facteurs de conversion de dose pour les C (3);
  • le QR de niveau 1 dans la rivière des Outaouais (3);
  • le VESEO pour les mammifères; correction de l’EBR pour le tritium (3).
Ces erreurs ont été corrigées. D’autres erreurs signalées ont aussi été vérifiées et corrigées au besoin. Les feuilles de calcul finales ont été remises aux représentants de chaque installation à des fins d’assurance de la qualité et d’autres révisions ont été apportées le cas échéant.
14. La valeur estimée sans effet observé (VESEO) de l’uranium est fondée sur la valeur critique de la toxicité (VCT) la plus prudente pour la protection contre les effets mineurs réversibles sur les reins chez les humains et n’a aucune pertinence pour la protection de la survie ou de la reproduction des animaux (3).Les données publiées sur la toxicité de l’uranium pour les reins sont importantes et confirment la pertinence des effets sur les reins. Toutefois, en réévaluant les données sur la toxicité de l’uranium dont il a été question à l’atelier de mars 2001, on s’est rendu compte que le paramètre le plus sensible et le moins ambigu était la mortalité pour la souris nouveau-né. Par conséquent, la VESEO est maintenant fondée sur la mortalité pour la souris nouveau-né plutôt que sur les dommages permanents aux reins.
15. La VESEO de l’uranium établie pour le bison n’est pas appropriée pour représenter les petits mammifères et les oiseaux (3).La VESEO de la toxicité de l’uranium pour la faune a été révisée et est maintenant fondée sur la mortalité pour la souris nouveau-né. La VESEO pour la mortalité des souriceaux a été extrapolée en fonction de la masse corporelle du rat musqué, du bison et du renard roux. Dans le rapport révisé, on note qu’en raison du manque de données acceptables concernant les effets sur les oiseaux, il n’a pas été possible de fixer de VESEO.
16. La citation de Bosshard et coll. (1992)1 appuyant une valeur seuil de 0,5 mg/kg pour l’uranium n’est pas juste (seuil >2 mg/kg et aucun effet <1 mg/kg) (3).Maintenant que la VESEO pour la faune est fondée sur la mortalité des souriceaux, le commentaire est moins pertinent. Néanmoins, Bosshard et coll. (1992)1 précisent que les changements histopathologiques ne se produisent pas habituellement dans le rein avec une teneur en U dans l’organe <0,5 mg/kg. De plus, la concentration sans effet observé (CSEO) pour l’U est estimée à 1 mg/kg p.c./j.
17. La VESEO de l’uranium pour les plantes terrestres est trop prudente et devrait être basée sur la germination (14).Après avoir réévalué les données sur la toxicité de l’uranium à la suite des réunions du groupe de travail technique de mars 2001, on a décidé de fixer la VESEO pour les plantes terrestres à un niveau équivalent à la CSEO de 300 mg/kg p.s. mentionné dans une étude sur la germination.
18. Les VESEO de l’uranium établies pour Daphnia et Ceriodaphnia sont trop prudentes et les études d’origine sont difficiles à obtenir (3).Les études sur la toxicité de l’uranium pour Ceriodaphnia et Daphnia peuvent être obtenues auprès de la bibliothèque de la CCSN par prêt entre bibliothèques. La VESEO a été révisée à une seule valeur pour le plancton représenté par le zooplancton et le phytoplancton (algues) d’après la valeur moyenne des VESEO établies pour Ceriodaphnia, Daphnia et des algues d’eau douce dans le cadre de quatre études en eau douce. Une deuxième VESEO a été établie pour l’eau relativement dure, basée sur les données concernant les effets sur Daphnia. Dans tous les cas, le facteur d’application utilisé était aussi petit que possible (p. ex., 1,0).
19. La VESEO de l’uranium établie pour les invertébrés benthiques d’après la concentration de dépistage de la plus faible dose produisant un effet pour le nord de la Saskatchewan et la toxicité des sédiments avec dopage à l’uranium par BEAK (3,5). La valeur de BEAK International Inc. (1998)1 de 57 mg/kg devrait être utilisée pour la VESEO (14).La VESEO pour les invertébrés benthiques a été revue à la suite des discussions de l’atelier de mars 2001. La VESEO révisée est de 104 mg/kg p.s., d’après la méthode de la concentration de dépistage et utilisant un facteur d’application de 1. Cette valeur se situe dans l’échelle des faibles niveaux d’effets indiqués dans les tests de toxicité en laboratoire, y compris l’étude de BEAK International Inc. (1998)1. Cette VESEO est aussi supérieure aux concentrations de fond types dans le nord de la Saskatchewan et dans la région d’Elliot Lake, en Ontario.
20. Erreur (x 100) de la concentration de fond de l’uranium, reportée dans l’évaluation de la toxicité de l’uranium (3).La concentration de fond est juste. Des notes de bas de page appropriées ont été ajoutées au tableau 6 pour fournir les sources des données et des hypothèses utilisées.
21. Erreur substantielle de la concentration de fond de l’uranium dans les sédiments dans le nord de la Saskatchewan (3).La valeur de base est exacte. Les sources des données et des hypothèses utilisées sont fournies dans la note de bas de page du tableau 6.
22. Les risques pour le benthos de l’exposition à l’uranium sont surévalués (3).Comme il est indiqué au tableau 7 du rapport d’évaluation final, les changements apportés à la valeur estimée de l’exposition (VEE) et à la VESEO ont entraîné un QR de 0,03 pour le benthos du lac Dunlop, lieu de référence dans le bassin de la rivière Serpent. Toutefois, sept autres lacs qui ont reçu des rejets de mines et d’usines de concentration d’uranium ont des valeurs légèrement supérieures à 1 (1,05 – 2,6) selon les données recueillies en 1999 dans le cadre du programme de surveillance du bassin de la rivière Serpent.
23. Le risque pour le balbuzard et le vison dans le lac Island à partir des concentrations d’uranium dans les sédiments (3).On suppose que la faune est exposée aux sédiments littoraux à la même concentration d’uranium que celle qui est mesurée dans les sédiments à la station de surveillance. En calculant la concentration d’uranium dans les sédiments humides, on a utilisé la teneur en eau mesurée du sédiment quand elle était disponible; autrement, on s’est servi de valeurs par défaut. Dans le rapport d’évaluation révisé, le quotient de risque pour le balbuzard a été retiré.
24. La toxicité de l’uranium devrait être rajustée en fonction de la dureté (une discussion sur la chimie de l’eau, notamment sur la dureté, devrait être ajoutée) (3).Le rapport d’évaluation révisé comprend une discussion de l’incidence de la dureté et de l’alcalinité sur la biodisponibilité et la toxicité de l’uranium. En l’absence de données expérimentales sur la toxicité établies dans des conditions représentatives des eaux qui reçoivent l’effluent traité, deux VESEO ont été calculées pour le plancton : une (11 µg/L) représentative des conditions d’eau douce (dureté <100 mg/L) et l’autre (218 µg/L) représentative d’eau dont la dureté est supérieure à 100 mg/L. Pour le poisson, les données disponibles n’ont permis de calculer qu’une VESEO (160 µg/L), applicable principalement à l’eau plus douce (dureté <100 mg/L).
25. On trouve d’autres contaminants que l’uranium dans le port de Port Hope, y compris peut-être ceux qui résultent de l’utilisation du port pour les déchets solides de procédés pendant les premières années d’exploitation (3).Cet aspect dépasse la portée de l’évaluation qui visait strictement les effets du rayonnement et la toxicité de l’uranium.
26. Source des données sur la concentration d’uranium dans le lac Elliot (14)?Les sources de données sont précisées dans le rapport d’évaluation final.
27. Les données historiques sur l’uranium n’ont pas été prises en compte pour les sédiments sauf celles de SENES Consultants Ltd. et NEA Inc. (1994)1 (14).Le risque est évalué pour l’état actuel et non pour le passé, dans la mesure du possible, en se fondant sur les données disponibles. On trouve dans les données antérieures des concentrations plus élevées qu’aujourd’hui, de sorte qu’elles produiraient des QR plus élevés moins représentatifs.
28. La plupart des données récentes sur l’uranium pour le lac McCabe et le lac Dunlop de BEAK International Inc. (1996)1 ne sont pas incluses (3,14).Ces données ont été intégrées.
29. Les données sur l’uranium dans les sédiments sont basées sur les valeurs générées, quel que soit le processus de digestion (14).Toutes les données disponibles sur la teneur en uranium des sédiments ont été utilisées, qu’elles aient été obtenues au moyen d’eau régale ou autrement. Les répercussions sont exposées dans le rapport d’évaluation révisé.
30. Les facteurs d’application ne respectent pas le guide, p. ex. le facteur d’application devrait être de 100 et non de 10 pour les données sur la toxicité aiguë de l’uranium pour le tête-de-boule et plus près de 1 pour le lombric, puisque les lombrics sont semblables (14).Dans le rapport d’évaluation révisé, le facteur de 10 appliqué à la CL50 pour le tête-de-boule est maintenant décrit comme un ratio aigu/chronique. Après réévaluation des données de toxicité pour le lombric, on a décidé que ces données étaient insuffisantes pour en extraire une VESEO fiable. Le rapport d’évaluation révisé continent d’autres explications quant au choix des facteurs d’application.
31. Utilisation de VEE prudentes (2,3,5,14). Le choix de valeurs de concentrations d’exposition maximales au lieu de moyennes et l’évaluation de milieux « composites » représentatifs de l’état le plus défavorable de plusieurs milieux récepteurs d’une région sont des écarts importants par rapport au réalisme de l’évaluation de niveau 2 (3,5,6,7,10,12,14). Utilisation de valeurs maximales uniques pour l’étude de l’exposition (3).Le rapport d’évaluation révisé fournit maintenant des scénarios plus réalistes et ne comprend pas d’évaluation des milieux « composites ». Dans le rapport d’évaluation révisé, des VEE prudentes et très prudentes ont été utilisées pour dépister les effets toxiques potentiels. Si ces valeurs donnaient des QR prudents <1 pour le taxon visé, les rejets étaient jugés non nocifs. Si le QR était >1 pour un groupe taxinomique quelconque, une deuxième série (plus réaliste) de calculs étaient effectués pour ce groupe, en utilisant des VEE plus réalistes.
32. Préoccupations au sujet des VEE du rayonnement de niveau 1 pour le calcul des QR des centrales nucléaires (3,9,11).Comme l’indique le tableau 29 du rapport d’évaluation, les QR prudents pour les effets du rayonnement ionisant aux centrales nucléaires sont généralement bien inférieurs à 1,0. Par conséquent, il n’y avait nul besoin de calculer des estimations de risque plus réalistes.
33. Utilisation du mot réaliste pour les VEE du rayonnement de niveau 1 aux centrales nucléaires (3).Une note a été ajoutée au bas du tableau 29 du rapport révisé expliquant que ces VEE mesurées sont considérées comme étant « plus réalistes » que les VEE calculées au moyen des hypothèses prudentes.
34. Le calcul de la dose d’exposition au rayonnement pour le poisson est le résultat de la somme de la dose des os et de la dose de la chair (3).Cette démarche a été jugée trop prudente. Par conséquent, les calculs de la dose pour le poisson ont été révisés. Lorsque les données sont présentées uniquement pour les concentrations dans les tissus (os et chair), le tissu ayant la plus forte concentration (p. ex., os) a servi à représenter la concentration de tout le poisson. Ce changement, qui peut encore paraître quelque peu prudent, a abaissé la dose estimative du poisson et, par la suite, les QR des effets du rayonnement ionisant sur le poisson.
35. Pour le benthos, le facteur d’accumulation dans les sédiments pour le biote en général est trop élevé (3).On reconnaît que le facteur d’accumulation de 1,0 qui a été utilisé peut être assez prudent. En calculant la concentration d’uranium dans les sédiments humides, on a utilisé la teneur en eau mesurée du sédiment quand elle était disponible; autrement, on s’est servi de valeurs par défaut, comme l’indique le rapport d’évaluation final.
36. Aucune donnée pour étayer les données sur l’absorption des sédiments pour les invertébrés benthiques (3).Une explication élaborée est fournie à la section 3.4.1.7 du rapport d’évaluation révisé.
37. La dose d’exposition au rayonnement des macrophytes ne tient inexplicablement pas compte des données sur la concentration pour les macrophytes (3).L’analyse prudente au moyen des concentrations maximales de l’eau du lac dans le bassin hydrographique et les facteurs de concentration (FC) pour les macrophytes ont donné un QR légèrement supérieur à 1. Le calcul plus réaliste présenté dans le rapport révisé au moyen des données sur la concentration dans les macrophytes a montré qu’il y avait peu de possibilité d’effets nuisibles sur les macrophytes aquatiques.
38. Documentation sur les mesures de conversion de 14C de Bq par unité de C en Bq de poids humide de poisson (3).Le rapport d’évaluation a été révisé (voir la section 3.4.2.3) pour inclure les facteurs de conversion et leur source.
39. L’utilisation des valeurs de non-détection (soit les valeurs égales ou inférieures aux seuils de détection) pour évaluer la dose d’exposition au rayonnement est inappropriée (3).L’utilisation du seuil de détection pour fixer une limite supérieure à la dose est raisonnable. En aucune circonstance l’utilisation des seuils de détection ne donnera de dose avec un QR supérieur à 1, surtout dans un calcul plus réaliste. Cet aspect est explicité davantage dans le rapport d’évaluation révisé.
40. Le QR du rayonnement de 0,001 pour les macrophytes à Pointe Lepreau (tableau 22) ne peut être suivi (3).La dose interne des macrophytes a été combinée avec la dose extérieure de l’eau et des sédiments (dernière page de Bird et coll., 2000); en divisant par la VESEO de 1,0, on obtient un QR révisé de 0,0002, comme l’indique le tableau 29 du rapport final.
41. L’application du facteur de conversion de dose (FCD) du 90Sr aux particules grossières bêta (3).Méthode de réglementation courante quand les radionucléides individuels ne sont pas déterminés et quantifiés.
42. Le FCD du 90Sr ne comprend pas 90Y (3).Correct. Amiro (1997)1 donne des FCD distincts pour le 90Sr et le 90Y. Les calculs de dose au moyen du 90Sr ont été révisés pour inclure la dose de rayonnement du 90Y en supposant que la moitié de la radioactivité mesurée est du 90Sr et l’autre moitié, du 90Y.
43. Traçabilité des quotients de risque pour le marais Duke (3).Les estimations de la dose du biote dans le marais Duke ont été faites par EACL (1999)1 au moyen des FCD d’Amiro (1997)1. Ces valeurs de dose ont été divisées par la VESEO appropriée pour obtenir le QR. Cet aspect est expliqué plus en détail dans le rapport d’évaluation final. Il pourrait toutefois y avoir des problèmes de calcul de dose, à cause du FC utilisé pour estimer la dose de 14C (voir le « facteur de bioconcentration discutable pour le 14C » ci dessous).
44. Choix d’un facteur de bioconcentration discutable pour le 14C pour calculer la dose d’exposition des invertébrés et des petits mammifères dans les aires de gestion des déchets des Laboratoires de Chalk River. On devrait avoir recours au modèle de l’activité spécifique.Les calculs présentés dans le rapport ont été tirés directement d’EACL (1999)1. Le choix du FC de 14C, de Bird and Schwartz (1996)1 pour calculer la dose d’exposition au rayonnement des invertébrés benthiques pourrait être trop prudent. De plus, le FC pour les mammifères (rat musqué) et sa source ne sont pas évidents dans le calcul de la dose par EACL (1999)1. Dans le rapport d’évaluation révisé, la dose d’exposition au rayonnement du biote a aussi été calculée au moyen du modèle de l’activité spécifique.
45. Le processus de sélection de la VESEO ne cible pas des paramètres qui sont significatifs sur le plan écologique (3).Les paramètres de mesure utilisés pour calculer la VESEO ont été revus et, dans certains cas (p. ex., la VESEO de l’uranium pour les mammifères, la VESEO de l’exposition au rayonnement pour le poisson), ont été révisés. La survie, la croissance, la reproduction et les facteurs qui influent sur ceux-ci sont des paramètres pertinents sur le plan écologique.
46. Utilisation de VESEO prudentes (3). Retirer les VESEO de niveau 1 trop prudentes de l’évaluation, puisqu’elles ont des répercussions potentielles sur les évaluations futures (10).Le rapport d’évaluation a été révisé pour inclure seulement un ensemble de VESEO, qui comprend un minimum de prudence, pour les espèces sensibles potentiellement exposées.
47. Les VESEO de niveau 1 se prêtent bien à toute définition raisonnable de prudence excessive (3).Les VESEO excessivement prudentes ont été retirées. Toutes les VESEO utilisées dans l’évaluation révisée sont considérées comme intégrant un minimum de prudence et comme étant proches des concentrations seuils produisant des effets apparents sur les espèces sensibles.
48. Le facteur d’application de 10 des VESEO de niveau 1, appliqué à la VCT de 1 mGy/j, tuant quelques oocytes chez les singes, contredit le guide (Environnement Canada, 1997) (3).Le rapport d’évaluation révisé comprend un seul ensemble de VESEO, qui comporte un minimum de prudence. La même VESEO est utilisée pour tous les calculs de QR. Pour le cas en question, une VESEO révisée de 3 mGy/j (1 Gy/a) a été obtenue en appliquant un facteur de 1 et une EBR de 3 à la VCT de 1 mGy/j.
49. Les VESEO de niveau 1 pour l’exposition au rayonnement de plantes aquatiques ne représentent pas une détérioration au niveau de la reproduction ou de la population (3).Le rapport d’évaluation révisé utilise un seul ensemble de VESEO pour tous les calculs de QR. La VESEO pour les plantes aquatiques de 1 Gy/a est maintenant basée sur la VESEO pour les plantes terrestres, à cause de la rareté des données concernant les effets d’une exposition chronique au rayonnement sur les plantes aquatiques.
50. Surestimation importante des effets potentiels dans le milieu récepteur (3).Dans le rapport d’évaluation révisé, l’utilisation de VESEO, auxquelles sont intégrés un minimum de prudence, les erreurs de calcul corrigées, les concentrations moyennes annuelles de contaminants aquatiques, les concentrations moyennes dans les sédiments (lorsque plus d’un échantillon de sédiments ont été recueillis) et les concentrations moyennes de contaminants dans le poisson et les macrophytes (quand ces données sont disponibles) réduit les risques de surestimation importante. Le recours aux taux de concentration selon la moyenne géométrique pour le calcul de la dose du biote en vue d’obtenir une évaluation plus réaliste réduit aussi la surestimation. Cependant, l’utilisation de FC propres à certains endroits, s’ils avaient été disponibles, aurait donné une estimation beaucoup plus juste de la dose.
51. VESEO pour les oiseaux : le fait qu’il n’y ait aucun effet sur la reproduction à 0,05 Gy/a ne justifie pas l’acceptation de ce débit de dose comme niveau seuil des effets (3).Ceci a été corrigé. En revoyant l’information relative aux effets sur les oiseaux, nous avons décidé que les données étaient insuffisantes actuellement pour fournir une estimation fiable de la VESEO du rayonnement pour les oiseaux.
52. La méthode fondée sur le poids de la preuve n’a pas été utilisée; des données de surveillance du lieu qui n’ont pas été utilisées dans l’évaluation indiquent qu’il n’y a pas d’effet négatif des rejets actuels d’uranium, ni même aux niveaux supérieurs antérieurs, sur les espèces auxquelles on attribue un QR élevé dans le lac Island, le projet du lac Cluff – c.-à-d. augmentation de la population de Ceriodaphnia recurvata dans le lac Island où il y a concentration d’uranium (Ceriodaphnia prospère dans le lac Island à 0,54 mg U/L); la carrière Gunnar a été recolonisée par le biote, y compris le poisson; et on note une structure de communautés d’invertébrés dans le lac Agnes semblable à celle du lac de référence, malgré 111 mg U/kg p.s. dans les sédiments (5).La VESEO en question a été révisée et vise maintenant à représenter les espèces de plancton en général. Ceriodaphnia recurvata n’est peut-être pas aussi sensible à la toxicité de l’uranium que d’autres espèces de plancton. Les données disponibles pour le lac Island semblent indiquer qu’il y aurait un changement substantiel dans la composition du zooplancton, ce qui porte à croire à un effet de l’effluent de la mine. Dans la carrière Gunnar, un modèle de différenciation des espèces montre que >99 % de l’uranium serait associé aux carbonates et serait non toxique. Les concentrations d’uranium dans les sédiments du lac Agnes sont élevées, mais pas au point d’avoir des effets nocifs (QR < 1).
53. L’absence totale d’intérêt pour les données sur le terrain représente une lacune fondamentale de la méthode d’évaluation (13).Les données sur le terrain limitées au sujet des effets sont prises en compte dans le rapport d’évaluation final. Par exemple, par le recours à la méthode de la concentration de dépistage en vue de déterminer la VESEO pour les organismes benthiques.
54. Les données sur le terrain qui ont une valeur écologique n’appuient pas les paramètres de mesure (14).À cause des ambiguïtés, les données sur le terrain concernant les effets ne sont souvent pas prises en compte dans l’évaluation. Les données sur les effets environnementaux dans le champ proche ne démontrent pas que les effets sont attribuables précisément à la toxicité de l’uranium ou à l’exposition au rayonnement, parce que d’autres contaminants sont aussi rejetés par ces installations. De même, la présence de certains organismes à certains lieux contaminés ne signifie pas que ces organismes ne subissent pas de stress et que d’autres organismes n’ont pas été éliminés.
55. Les VESEO qui ne sont pas des équivalents gamma devraient être rajustées en fonction de leur efficacité biologique relative (EBR) (3).Les VESEO ont été corrigées en fonction des facteurs d’EBR utilisés pour calculer la dose, 3 pour le tritium et 40 pour alpha, lorsqu’il y a lieu. Dans certains cas, les corrections ont fait en sorte qu’une autre étude devienne l’étude la plus sensible; dans ce cas, les données de l’étude la plus sensible ont été utilisées pour la VCT et pour l’établissement de la VESEO.
56. La VESEO de l’exposition au rayonnement du poisson est fondée sur des effets non observés à l’échelle de la population pour une espèce non indigène (3,14). Consensus international pour les VESEO : 10 mGy/j pour les organismes aquatiques et 1 mGy/j pour les organismes terrestres (1,2,3,4,10,14). La VESEO pour le poisson devrait être de 8,8 Gy/a ou 17,6 Gy/a selon les données internationales (2).Dans le rapport d’évaluation révisé, la VESEO pour le poisson a été changée à 0,2 Gy/a et est maintenant basée sur les données concernant les effets sur la reproduction de la carpe dans le bassin de refroidissement de Tchernobyl. Peu d’études ont été faites sur les effets de l’exposition chronique au rayonnement d’espèces de poissons endémiques, et aucune au Canada. Pour cette raison, étant donné que la carpe est présente au Canada et à cause de la grande qualité des études de Tchernobyl, la VESEO pour le poisson est basée sur la recherche de Tchernobyl (bien qu’il existe aussi une possibilité que d’autres facteurs que le rayonnement aient contribué aux effets observés à Tchernobyl). Les doses suggérées ne protégeraient vraisemblablement pas les espèces les plus sensibles en milieu sauvage.
57. La VESEO de l’exposition au rayonnement des invertébrés aquatiques est basée sur une expérience qui a eu des problèmes méthodologiques et sur un seul organisme marin (3).Pour autant que nous sachions, il n’y a pas de données disponibles pour démontrer que les invertébrés en eau douce ont une radiosensibilité différente des invertébrés marins, comme le pouce-pied. Cependant, à cause de la mauvaise qualité de la croissance / mue des témoins dans le cadre de l’étude sur le pouce-pied, nous avons décidé de ne pas utiliser cette étude pour calculer la VESEO. Une VESEO révisée de 2 Gy/a a été calculée à partir des données sur le ver polychète (Neanthes arenaceodentata).
58. La VESEO de l’exposition au rayonnement des amphibiens est trop faible, car elle est plus faible que la VESEO déterminée pour les mammifères dont il est généralement admis qu’ils sont plus sensibles au rayonnement (3,14). Les amphibiens devraient avoir été utilisés comme paramètres de l’évaluation (14).Comme il est indiqué dans le rapport révisé, nous avons décidé de ne pas calculer de VESEO de l’exposition au rayonnement des amphibiens, parce qu’ils ne sont pas surveillés aux installations, de sorte qu’aucune concentration mesurée n’était disponible et parce que peu d’informations existent sur les FC des amphibiens. L’incertitude serait bien plus grande dans les VEE des amphibiens que des autres organismes utilisés.
59. La VESEO de l’exposition au rayonnement des invertébrés terrestres : erreur de trois ordres de grandeur dans la documentation et la valeur n’est pas rajustée pour un facteur d’EBR de 40. (3).Il n’y avait pas d’erreur de trois ordres de grandeur. Cependant, à cause de l’incertitude concernant la source de rayonnement et les estimations de la dose dans les principales études sur les lombrics, il a été convenu à l’atelier de mars 2001 de baser la VESEO pour les invertébrés terrestres sur celle des invertébrés aquatiques. Ainsi, la VESEO a été révisée en conséquence.
60. Les gros animaux sont plus sensibles que les petits; difficile à expliquer (14).Les gros animaux dont la durée de vie est longue accumulent une plus forte dose de rayonnement au cours de leur vie et se reproduisent plus lentement que les petits animaux dont la durée de vie est moins longue; on suppose donc qu’ils sont plus vulnérables.
61. Il ne semble pas que l’on ait tenu compte des conséquences à long terme de déversements graves au lac Cluff (8).L’évaluation tient compte des plus récentes données annuelles dans l’eau du lac, les sédiments, le sol et le biote pour estimer le risque pour le biote. Cela comprend l’ajout accidentel du 226Ra dans le lac Snake, dans la région du lac Cluff.
62. Les conséquences à long terme de l’accroissement des produits de filiation de 238U et de 230Th doivent être prises en compte (7,8).On a supposé que les concentrations de radionucléides étaient au point d’équilibre; ainsi, on a supposé qu’elles étaient à leurs valeurs maximales durant la phase opérationnelle de ces activités minières ou près de ces valeurs.
63. Il n’y a pas eu d’analyse des dommages internes au biote à la suite de l’exposition au rayonnement alpha à la mine, malgré 20 ans d’extraction de minerai d’uranium à haute teneur (8).Pour autant que nous sachions, cette affirmation est exacte.
64. Les valeurs pour le 210Po dans l’eau, les sédiments, le poisson, les macrophytes et les petits mammifères au tableau 6.29 pour le lac Cluff dans le document complémentaire ne sont pas données (8).Les valeurs du 210Po ne sont pas données parce qu’il n’a pas été mesuré. Dans ces cas, la concentration du 210Po est évaluée en assumant un équilibre séculaire avec son proche parent le 210Pb.
65. Les rajustements en fonction de la tolérance régionale devraient être appliqués à la VESEO (5,12,14).Il est établi qu’il y a des incertitudes associées aux VESEO choisies. Cependant, compte tenu de l’absence de données convaincantes pour justifier leur utilisation, l’évaluation ne tient pas compte des différences régionales de sensibilité. Les rajustements en fonction de la tolérance régionale devraient être appliqués à la VESEO seulement lorsqu’elle est démontrée. Il est aussi possible que les organismes aient une tolérance limitée et que des niveaux élevés soient une cause de stress pour les organismes (p. ex., les organismes pourraient avoir déjà atteint un niveau qui soit proche de leur limite supérieure de tolérance) et, par conséquent, de faibles VESEO doivent être utilisées pour protéger ces organismes.
66. L’analyse de niveau 3 exige un rajustement de la caractérisation des effets afin de tenir compte de la tolérance des organismes qu’on retrouve normalement dans les zones naturellement enrichies (14).Pour autant que nous sachions, aucune information n’est disponible sur le niveau de tolérance accru des organismes que l’on retrouve dans les régions naturellement enrichies d’uranium au Canada. Il existe un scénario tout aussi probable selon lequel les organismes des régions naturellement enrichies ne sont pas particulièrement tolérants et peuvent déjà être stressés, de sorte que tout rejet supplémentaire de contaminants est une source de stress encore plus grande pour ces organismes. Comme l’indique le rapport d’évaluation révisé, toutes les VESEO sont bien supérieures au 90e percentile de la concentration de fond naturelle d’uranium.
67. La variabilité temporelle, saisonnière et spatiale devrait être étudiée pour le marais Duke (2).La concentration annuelle moyenne a été utilisée pour estimer la dose, de sorte que la variabilité saisonnière est prise en compte, tout comme la variabilité temporelle sur une année. Puisque nous sommes davantage intéressés aux conditions actuelles, les données de l’année d’échantillonnage la plus récente (soit 1998) sont appropriées. La variabilité spatiale ne peut être prise en compte dans une plus grande mesure que ne l’a fait EACL (1999)1 dans ses calculs, étant donné qu’il n’existe aucune donnée pour estimer précisément la dilution dans le marais Duke. Des QR moyen et supérieur sont maintenant donnés dans le rapport d’évaluation révisé. La valeur supérieure n’est pas une valeur maximale, mais tient compte des concentrations raisonnables auxquelles les invertébrés benthiques pourraient être exposés dans le panache.
68. Les variations spatiales et temporelles ne sont pas expliquées (2,3,5,6,10,14).

À la plupart des endroits, des valeurs annuelles moyennes ont été utilisées pour les concentrations dans l’eau. Là où seules des concentrations maximales ont été utilisées et où les QR étaient >1,0, l’évaluation a été révisée en utilisant les valeurs de concentration moyennes. En général, on s’est servi des données annuelles les plus récentes, mais dans quelques cas, particulièrement quant on constate un écart considérable dans les données d’une année à l’autre, on s’est servi d’une moyenne annuelle. On croit qu’en utilisant les valeurs moyennes annuelles les plus récentes, on obtient une VEE plus juste qui est représentative des expositions chroniques récentes.

La variation spatiale est intégrée en grande partie en utilisant les valeurs moyennes des échantillons recueillis à différents endroits et en évaluant la toxicité possible dans le cadre d’une évaluation plus réaliste en commençant au lac ou au lieu récepteur ayant les concentrations moyennes les plus élevées et en descendant en aval jusqu’à ce que le QR pour les taxons préoccupants soit <1.

69. On n’a pas tenu compte des déplacements des animaux et des aires de répartition ont été réduites des zones très petites, peu réalistes, p. ex., des canalisations d’air dans les mines et de petits plans d’eau (3).

Les données sur les canalisations d’air du tableau 26 illustrent clairement que même dans ces conditions extrêmes, l’inhalation de radon n’entraîne pas de doses importantes dans les petits mammifères. Ainsi, il n’est pas nécessaire d’estimer les risques d’une manière plus réaliste.

Dans le rapport d’évaluation révisé, aucun rajustement n’a été fait pour l’aire de répartition du vison et du rat musqué parce qu’elle est limitée. On a supposé que le renard roux passait 25 % de son temps près de l’étendue d’eau contaminée et son QR a été divisé par 4 pour tenir compte de l’effet potentiel de l’aire de répartition sur le QR.

70. Aucune évaluation de niveau 3 n’a été effectuée (1,2,3,4,5,6,9,10,11, 12,13,14). Si l’évaluation avait été faite, l’uranium aurait été (probablement) jugé non toxique aux termes de la LCPE (3).Le rapport d’évaluation a été révisé de manière à inclure des évaluations déterministes (prudentes et plus réalistes) et une évaluation probabiliste partielle. Cette dernière portait sur les trois plus anciennes mines et usines de concentration en exploitation en Saskatchewan : celles du lac Rabbit, du lac Key et du lac Cluff. Les résultats de l’évaluation probabiliste étaient conformes à ceux de l’évaluation plus réaliste et déterministe, car les évaluations déterministes réalistes étaient basées sur les concentrations mesurées dans l’eau, les sédiments, les poissons et les macrophytes.
71. Samuels (1966)1 fait état d’une EBR de 50, non de 80 (3).Samuels (1966)1 précise que l’EBR pour les particules alpha du 210Po peut atteindre 50 ou plus comparativement aux rayons gamma du 60Co. Une droite avec une EBR maximale de 100 à une dose totale de 0,01 rad est compatible avec les données. La valeur la plus haute de 400 est probablement trop élevée. La plupart des valeurs de l’EBR du tableau 3 de Samuels (1966)1 étaient d’environ 80.
72. L’hématopoïèse et l’aberration de la tête des spermatozoïdes ne sont pas des paramètres pertinents pour le succès de la population (3).Les deux paramètres sont pertinents pour le succès de la population. Le premier est lié à la fonction immunitaire, l’autre à la reproduction.
73. De façon générale, le choix de 40 comme EBR n’est pas suffisamment justifié (3,14).Cette section du rapport a été révisée afin d’y apporter des précisions et l’information est confirmée par Pentreath et Woodhead (2000, 2001).
74. Pour le tritium, une EBR de 2 serait plus représentative d’une moyenne des valeurs présentées dans Straume et Carsten (1993)2 (3).Une valeur de 3 est représentative de la valeur supérieure, selon les données disponibles utilisant les rayons gamma comme rayonnement de référence.
75. Pentreath (1998)3 a recommandé une EBR de 3 pour le tritium. Il cite des valeur de 1,8–3,8, mais ne fait aucune recommandation (3).Ceci est exact.
76. Les valeurs prudentes d’EBR sont inacceptables pour le calcul du niveau 2 (3).Les facteurs d’EBR de 40 et de 3 pour les émetteurs de particules alpha et le tritium respectivement ne sont pas jugées très prudentes. Dans le cas du tritium, 3 est une valeur supérieure représentative selon les données disponibles. Dans celui des émetteurs alpha, une EBR de 40 correspond à peu près à la valeur de la moyenne géométrique et tient compte de la production d’effets déterministes aux faibles débits de dose, mais ne va pas jusqu’aux valeurs extrêmes de 200 ou plus qui se produisent à des débits de dose très faibles à cause de l’inefficacité croissante de des rayons x ou gamma de référence.
77. Le niveau d’intérêt est la survie de la population et non les individus (3).C’est vrai et ce point est expliqué plus clairement dans le rapport d’évaluation révisé. Toutefois, il faut noter que ce sont les individus qui composent les populations. Si le nombre d’individus affectés est suffisant, le résultat finira par se faire sentir au niveau de la population.
1 Veuillez consulter la section bibliographique du rapport d’évaluation pour connaître les références.
2 Straume, T. et A.L. Carsten. 1993. Tritium radiobiology and relative biological effectiveness. Health Phys. 65: 657–672.
3 Pentreath, R.J. 1998. Radiological protection criteria for the natural environment. Radiat. Prot. Dosim. 75: 175–179.

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