2. Plan d’étude, caractérisation du site et programme général d’assurance et de contrôle de la qualité

2.1 Aperçu

2.2 Plan d’étude et caractérisation du site

• 2.2.1 Caractérisation du site
  • 2.2.1.1 Délimitation des panaches
  • 2.2.1.2 Mesures visant à établir la composition de l’effluent
  • 2.2.1.3 Cartographie et classification des habitats
  • 2.2.1.4 Inventaire des ressources aquatiques
  • 2.2.1.5 Système de classification pour la sélection des zones de référence
  • 2.2.1.6 Cadre pour les cours d’eau
  • 2.2.1.7 Cadre pour les lacs
  • 2.2.1.8 Utilisation des données de toxicité sublétale pour la caractérisation des sites
  • 2.2.1.9 Caractéristiques des environnements miniers
• 2.2.2 Zones d’exposition et de référence
  • 2.2.2.1 Sélection du point de rejet final aux fins du suivi
  • 2.2.2.2 Choix des zones exposées et des zones de référence
    • 2.2.2.2.1 Zones exposées
    • 2.2.2.2.2 Zones de référence
• 2.2.3 Indication de l’emplacement des stations
• 2.2.4 Facteurs de confusion
• 2.2.5 Affluents et autres sources de rejet ponctuelles et diffuses
• 2.2.6 Variations de l’environnement et de l’habitat naturels
• 2.2.7 Dommages antérieurs

2.3 Programme général d’assurance et de contrôle de la qualité et modes opératoires normalisés

• 2.3.1 Assurance de la qualité et contrôle de la qualité
• 2.3.2 Modes opératoires normalisés

2.4 Références

Tableau

• Tableau 2-1 : Renseignements sur la caractérisation du site pour la préparation d’un plan d’étude d’ESEE

2. Plan d’étude, caractérisation du site et programme général d’assurance et de contrôle de la qualité

2.1 Aperçu

Le présent chapitre contient de l’information sur le plan d’étude, la caractérisation du site et l’assurance de la qualité et le contrôle de la qualité (AQ/CQ) du Programme d’études de suivi des effets sur l’environnement (ESEE) pour les mines de métaux. Les exigences relatives au plan d’étude et à la caractérisation du site sont présentées dans le Règlement sur les effluents des mines de métaux (REMM) (annexe 5, articles 10 à 14) et dans le chapitre 1. Ces renseignements comprennent le calendrier des ESEE(première étude, étude visant à confirmer l’absence ou la présence d’effet, ampleur et portée géographique, recherche des causes et étude finale avant la fermeture d’une mine), le contenu des rapports sur les plans d’étude et les dates de présentation. Des renseignements additionnels sur les méthodes recommandées pour le plan d’étude des poissons, des tissus de poissons et des invertébrés benthiques et sur des méthodes de rechange sont fournis dans les chapitres pertinents. En outre, chaque chapitre contient de l’information plus détaillée sur l’AQ/CQ.

2.2 Plan d’étude et caractérisation du site

L’objectif d’un plan d’étude est de décrire le déroulement de l’étude de suivi biologique (étude de la population de poissons, analyse des tissus de poissons et étude de la communauté d’invertébrés benthiques).

Le plan d’étude doit comprendre les éléments suivants (annexe 5, articles 10 à 14 du REMM) :

• un sommaire des études de suivi biologique précédentes et des suivis de l’effluent et de la qualité de l’eau;
• des renseignements sur la caractérisation du site, y compris les résultats des études de délimitation du panache;
• les objectifs du programme de suivi sur le terrain, y compris l’approche globale et la justification du suivi biologique, qui peuvent être fondés sur les résultats de suivis antérieurs;
• les critères régissant la conception des analyses statistiques, hypothèses, méthodes statistiques et données requises;
• une description de la façon dont les études de suivi biologique seront effectuées afin de déterminer s’il y a des effets, en tenant compte des facteurs de confusion;
• les plans d’échantillonnage sur le terrain, y compris les paramètres mesurés ainsi que la méthode, la période et la zone d’échantillonnage, l’emplacement des zones de référence et des zones exposées, ainsi que les motifs pour le choix du point de rejet;
• les mesures d’AQ/CQqui seront prises pour valider les données;
• le calendrier des travaux de suivi sur le terrain et de la présentation du rapport d’interprétation.

Haut de la Page

2.2.1 Caractérisation du site

Chaque plan d’ESEE doit inclure des renseignements sur la caractérisation du site (annexe 5, alinéa 10a) du REMM). Les exigences concernant la caractérisation du site sont décrites à l’annexe 5, article 11 du REMM. Le tableau 2-1 résume les renseignements relatifs à la caractérisation du site qui doivent figurer dans le premier plan d’étude. Dans les études de suivi subséquentes, les données relatives à la caractérisation du site peuvent être résumées, mais tout nouveau renseignement (p. ex., taux de production) devrait être décrit en détail. Dans la plupart des cas, les exploitants de mines pourront obtenir la plupart des données sur la caractérisation du site en consultant les évaluations antérieures et les études historiques. S’il manque de l’information essentielle à la conception de l’ESEE, la collecte d’autres données sur le terrain pourrait s’avérer nécessaire afin de fournir un cadre adéquat pour le premier plan d’ESEE, en particulier en ce qui a trait à l’hydrologie et aux ressources aquatiques.

Les informations de la caractérisation du site peuvent servir à identifier les sites d’échantillonnage potentiels avec des habitats similaires dans la zone de référence et la zone exposée et à obtenir des renseignements sur d’autres points de rejet et d’éventuels facteurs de confusion qui pourraient brouiller l’interprétation des données obtenues dans ces zones. La section 2.2.1.9 contient des informations sur les caractéristiques environnementales uniques aux sites miniers qui devraient être prises en considération au cours de la caractérisation d’un site.

Lorsqu’il n’existe pas suffisamment de données historiques sur l’effluent d’une mine pour déterminer l’emplacement de la zone de référence et de la zone exposée, un échantillonnage exploratoire peut se révéler utile. Cet échantillonnage peut aussi servir à déterminer les caractéristiques des habitats pour permettre un choix efficace des stations d’échantillonnage.

Une équipe de terrain expérimentée devrait être en mesure d’évaluer l’étendue approximative du profil de diffusion d’un effluent d’après les mesures des traceurs de la qualité de l’eau (p. ex., la conductance spécifique) ou les résultats d’une étude préliminaire avec des colorants. Il lui est souvent possible de déterminer l’emplacement probable des zones de sédimentation en s’appuyant sur l’observation du débit et de la configuration des courants dans le milieu récepteur. Il est donc habituellement possible de choisir des stations d’échantillonnage de l’eau et de sédiments appropriées sur le terrain et de compléter un échantillonnage exploratoire du milieu récepteur en même temps que sont effectués les études de panache et des zones de sédimentation et les inventaires de ressources et d’habitat essentiels au cours d’une seule campagne.

La plupart des informations recueillies durant la caractérisation du site peuvent être reportées sur une carte. Les cartes devraient être d’une échelle suffisante (p. ex., 1:5000) pour montrer avec la précision requise les caractéristiques de la zone d’étude. L’échelle employée devrait être indiquée sur toutes les cartes utilisées. La superficie de la zone d’étude à cartographier devrait être déterminée en fonction des caractéristiques de la zone et devrait inclure le point de rejet ainsi que la zone exposée et la zone de référence.

Les exigences relatives à la caractérisation du site dans le plan d’étude d’ESEE sont énoncées dans le REMM. Les renseignements suivants constituent d’autres renseignements pertinents qui devraient être communiqués lors de la caractérisation du site (en plus des renseignements présentés dans le tableau 2‑1) :

1. une énumération des principaux réactifs chimiques utilisés dans le processus global de production depuis le 1^er janvier 1996. Les mines sont encouragées à préciser les quantités de réactifs qu’elles utilisent actuellement. Cette liste devrait inclure les types de réactifs suivants :

   • activateurs
   • floculants
   • régulateurs de pH
   • déprimants
   • moussants
   • collecteurs

2. une liste de tous les points de rejet d’effluent dans la zone exposée; cette liste devrait préciser toutes les sources connues de rejet dans l’environnement aquatique, y compris celles régies par le REMM, ainsi que toute autre source (p. ex., sources diffuses) susceptible d’avoir un effet sur l’environnement aquatique;

3. des informations sur les conditions climatiques locales, en particulier les régimes saisonniers des précipitations.

Haut de la Page

Haut de la Page

2.2.1.1 Délimitation des panaches

La caractérisation du site doit comporter une description de la façon dont l’effluent se mélange dans la zone exposée, y compris une estimation de la concentration de l’effluent à 250 m de chacun des points de rejet final (annexe 5, alinéa 11a) du REMM). Pour les études de suivi biologique subséquentes, le plan doit comporter un sommaire des renseignements sur la caractérisation du site ainsi qu’une description détaillée des modifications apportées depuis la présentation de la dernière étude de suivi biologique, le cas échéant (annexe 5, alinéa 19(1)a)du REMM). La description devrait également fournir une indication du débit relatif de l’effluent et du cours d’eau récepteur, ainsi que les variations saisonnières des débits. Ces données fourniront une indication du taux de dilution. La description devrait aussi indiquer la densité de l’effluent et préciser dans quelle strate de la colonne d’eau l’effluent risque de séjourner avant de se mélanger complètement dans le plan d’eau récepteur. Cette estimation peut être établie à partir de mesures directes prises sur le terrain ou à l’aide de techniques de modélisation. Des précisions sur les mesures qui peuvent être prises sur le terrain sont fournies dans la présente section; toutefois, il est recommandé de valider les résultats de la modélisation par des mesures sur le terrain.

Une étude sur la population des poissons est effectuée dans le cas où la concentration de l’effluent dans la zone exposée est supérieure à 1 % à moins de 250 m du point de rejet final (annexe 5, alinéa 9b) du REMM). Si une telle étude n’est pas requise parce que la concentration de l’effluent est inférieure à 1 %, il est recommandé d’appliquer des méthodes plus rigoureuses de délimitation du panache pour documenter les concentrations de l’effluent dans la zone exposée.

La description de la façon dont l’effluent se mélange dans la zone exposée devrait comporter les éléments suivants :

• une description de l’endroit où se trouve l’effluent dans la zone exposée avant de se mélanger aux eaux réceptrices;
• une estimation de l’endroit dans la zone exposée où l’effluent commence à se mélanger aux eaux réceptrices et de l’endroit où le mélange est total;
• une estimation du rapport de dilution de l’effluent à divers points en aval du point de rejet de l’effluent;
• un inventaire des sources importantes de dilution autres que les eaux réceptrices principales (p. ex., tributaires ou autres cours d’eau);
• et comment tout cela peut varier selon les marées et les saisons.

Pour des directives exhaustives sur la délimitation des panaches, il est possible de se procurer, sur demande, le Guide technique révisé pour la réalisation d’études de délimitation du panache des effluents (Environnement Canada, 2003), sur le site Web de l’ESEE(http://www.ec.gc.ca/esee-eem/default.asp?lang=Fr&n=A2CA9EEF-1). Ce guide a été élaboré pour le Programme d’ESEE des fabriques de pâtes et papiers, mais il peut également s’appliquer au Programme d’ESEE des mines de métaux. D’autres renseignements sur la délimitation du panache des effluents des mines de métaux sont fournis dans les paragraphes qui suivent.

Haut de la Page

2.2.1.2 Mesures visant à établir la composition de l’effluent

Mesures de conductivité

Si la conductivité de l’effluent est constante durant la période de l’étude, la mesure de la conductivité peut aider à délimiter le panache de l’effluent dans la zone exposée. Les résultats peuvent être évalués de façon semi-quantitative, ou convertis en concentrations relatives d’effluent comprises entre 1 (effluent) et 0 (concentrations naturelles) à l’aide de la formule suivante :

C_r = (C_a – C_b)/(C_e – C_b)

La concentration relative est une expression du rapport de dilution. Les mesures de la température devraient être prises concurremment à celles de la conductivité, puisque la conductivité s’élève d’environ 2 % pour chaque hausse de température de 1 °C. De plus amples renseignements sur divers aspects théoriques de la délimitation du panache de l’effluent par l’étude de la conductivité sont présentés dans certains documents de référence (p. ex., Fischer et al., 1979; Freeze et Cherry, 1979).

Bien que les mesures de la conductivité puissent fournir des estimations valables et peu coûteuses de l’emplacement de l’effluent dans l’environnement récepteur, la variabilité naturelle de la conductivité dans les eaux de surface peut compliquer le repérage des limites du panache. Une telle variabilité peut être observée tant dans les mesures prises en profondeur qu’en surface. La présence de nombreux affluents ou plans d’eau récepteurs peut amplifier le problème.

Traçage à l’aide de métaux présents dans l’effluent

Il est également possible de situer de façon approximative le panache de l’effluent dans la zone exposée, en utilisant un paramètre de référence présent dans cet effluent et en suivant son devenir dans le temps et l’espace en mesurant ses concentrations dans des échantillons d’eau prélevés à des endroits précis. La sélection d’un tel traceur doit être fondée sur sa stabilité et sa constance de concentration, ainsi que sur sa représentativité et la facilité avec laquelle il peut être mesuré. Comme le paramètre choisi doit être une substance persistante, les métaux comme le cuivre ou le nickel peuvent être utilisés comme traceur « naturel ». Le sulfate est souvent un bon traceur d’effluents des mines de métaux usuels, en particulier dans les dépôts massifs de sulfures.

Il convient de rappeler que le paramètre de l’effluent choisi aux fins du traçage peut être présent en concentrations comparables (même ordre de grandeur) dans les eaux réceptrices. Le cas échéant, il faudrait éviter d’y avoir recours pour mesurer la dilution de l’effluent. D’autres paramètres propres à l’effluent peuvent être présents, mais en concentrations si faibles qu’ils sont difficiles à détecter. Plusieurs paramètres peuvent être présents en concentrations significativement plus élevées, faisant d’eux des traceurs parfaits pour la mesure de la dilution de l’effluent. Toutefois, en raison des complications engendrées notamment par les coûts des analyses, l’instabilité de la substance, des difficultés dans la prise de mesures ou le manque d’appareils de mesure adéquats in situ, ces paramètres ne s’avèrent pas toujours être des traceurs « naturels » appropriés. Par conséquent, le potentiel des métaux présents dans l’effluent à servir de traceurs pour délimiter le panache devrait être évalué au cas par cas.

Haut de la Page

2.2.1.3 Cartographie et classification des habitats

Certains aspects de la cartographie et de la classification des habitats ainsi que de l’inventaire des ressources aquatiques font partie de la caractérisation du site. Toutefois, dans de nombreux cas, une cartographie plus détaillée des habitats peut faciliter l’identification des types d’habitats présents dans les zones d’exposition et de référence. La présente section fournit des directives pour la cartographie et la classification des habitats.

La méthode recommandée pour tracer une carte des habitats est de classifier ces habitats. Le cadre général recommandé pour la classification des caractéristiques aquatiques est le système de classification élaboré par le Fish and Wildlife Service (FWS) des États-Unis, appelé « Classification of Wetlands and Deepwater Habitats of the United States » (Cowardin et al., 1979; Busch et Sly, 1992). Ce système permet de classifier un large éventail d’habitats continentaux, aquatiques et semi‑aquatiques. Cowardin et al. (1979) donnent également des conseils sur la description des habitats côtiers et estuariens.

Frith et al. (1993), Booth et al. (1996), Robinson et Levings (1995), Hay et al. (1996) et Robinson et al. (1996) ont décrit des systèmes de classification des habitats littoraux jusqu’aux zones côtières profondes. La classification des habitats estuariens a été revue par Matthews (1993), Scott et Jones (1995), Finlayson et van der Valk (1995) et Levings et Thom (1994). Aux États-Unis, le système le plus utilisé est celui de Cowardin et al. (1979) et de Cowardin and Golet (1995), avec des ajouts proposés par d’autres auteurs.

Une liste d’exemples de conditions environnementales propres aux divers habitats est fournie ci-après :

Cours d’eau : Il est recommandé de veiller à ce que les descriptions d’habitats fluviaux comprennent des renseignements sur le gradient d’altitude; l’emplacement des barrages, des chutes et des autres obstacles à la migration du poisson; le débit annuel moyen et la gamme de ses variations; les caractéristiques générales des substrats de chaque cours d’eau (préférablement présentées sous forme de graphique indiquant le profil selon un gradient). Les apports d’aval et d’amont (p. ex., eaux pluviales, trop‑plein d’égouts, effluents d’autres sites industriels) devraient être cartographiés et décrits.

Lacs : Les caractéristiques importantes des habitats lacustres comprennent la bathymétrie, l’emplacement des principaux tributaires et exutoires ainsi que les conditions générales d’oxygénation et de température (p. ex., stratification thermique, épuisement de l’oxygène en profondeur).

Rivages côtiers : Les paramètres de cartographie additionnels suivants sont recommandés pour les rivages (marins, Grands Lacs); ils incluent les isobathes, les caractéristiques des substrats côtiers, la configuration du rivage et l’emplacement des affluents, d’autres sources de rejet et d’activités.

Estuaires : Les estuaires sont le mieux décrits par leurs gradients généraux de salinité, leurs débits, la bathymétrie et les caractéristiques générales de leur substrat. Une description des cycles de marée est recommandée pour tous les habitats marins ou estuariens. La plupart des caractéristiques susmentionnées peuvent être extraites de cartes maritimes ou topographiques et de publications gouvernementales sur les marées et les débits des cours d’eau enregistrés; elles peuvent être obtenues aussi au moyen d’entrevues auprès de fonctionnaires locaux et de personnes informées.

Milieux humides naturels : Un milieu humide désigne un sol qui est saturé d’eau suffisamment longtemps pour favoriser l’apparition de processus humides ou aquatiques, comme dans le cas des sols mal drainés, des hydrophytes et de divers types d’activités biologiques qui sont adaptées à un milieu humide (Équipe d’examen de l’ESEE des mines de métaux, 2007). Les milieux humides comprennent les tourbières ombrotrophes ou minérotrophes, les marais, les marécages et les eaux peu profondes (habituellement d’une profondeur de deux mètres ou moins) (Équipe d’examen de l’ESEE des mines de métaux, 2007). Durant l’examen du Programme d’ESEE des mines de métaux (2007), l’Équipe d’examen a recommandé d’éviter d’utiliser des milieux humides naturels pour les ESEE. Dans le cas où l’effluent terminal d’une mine de métaux s’écoule dans un milieu humide naturel, les ESEEdevraient être menées en aval du milieu humide en question s’il est impossible de le faire en amont. Cette recommandation est conforme à la Politique fédérale sur la conservation des terres humides, qui peut être consultée ici.

Il est recommandé de décrire les substrats benthiques. Il existe d’autres guides pertinents sur l’évaluation des habitats aquatiques, tels ceux publiés par Pêches et Océans Canada et le ministère de l’Environnement et des Parcs de la Colombie-Britannique (1987), Orth (1989), le ministère des Richesses naturelles de l’Ontario (1989), Plafkin et al. (1989) et Pêches et Océans Canada (1990).

Les zones de sédimentation dans la zone exposée devraient être identifiées et indiquées sur la carte des habitats. Toute caractéristique des sédiments (caractéristiques chimiques, toxicité) devrait être mentionnée. Les zones de sédimentation se forment aux endroits où le courant ralentit, ce qui permet le dépôt des particules. La sédimentation des particules les plus fines se produit dans les zones où le courant est le plus lent. Les données historiques sur les contaminants ou la communauté d’invertébrés benthiques peuvent guider la sélection des stations d’échantillonnage à l’intérieur d’un site de sédimentation de la zone exposée. Pour comparer les communautés d’invertébrés benthiques résidantes, il est recommandé de choisir des sites de dépôt de sédiments semblables (mais non contaminés) dans la zone de référence. Dans les cas où il y a un historique de contamination dont la source diffère de celle de la mine, deux zones de référence peuvent s’avérer utiles, l’une comportant des sédiments contaminés, et l’autre, sans sédiments contaminés.

Haut de la Page

2.2.1.4 Inventaire des ressources aquatiques

Un inventaire des ressources aquatiques inclut l’identification des poissons, des mollusques et des crustacés résidants et de passage faisant l’objet d’une pêche commerciale et non commerciale (pêche sportive, y compris les poissons ensemencés, et pêche de subsistance) au moment où l’inventaire est réalisé. Il faut accorder une attention particulière aux espèces de poissons dont les populations sont suffisamment nombreuses pour être considérées comme des espèces sentinelles et noter l’utilisation de la zone exposée par les poissons (p. ex., frayère, nourricerie). En outre, il convient également de documenter la présence de toutes les espèces rares, en voie de disparition ou menacées qui ont été désignées par un organisme fédéral, provincial ou territorial. Le site Web (www.cosepac.gc.ca) du Comité sur la situation des espèces en péril au Canada (COSEPAC), les biologistes des pêches des organismes de réglementation et des musées fédéraux, provinciaux et territoriaux, les agents de conservation locaux et des membres de collectivités locales (pêcheurs, autochtones et groupes d’intérêt public) constituent d’autres sources d’information.

Le succès éventuel de tout programme sur le terrain est d’autant plus grand que la zone d’étude est bien connue. Il est recommandé de réaliser des travaux sur le terrain afin de vérifier les données historiques, si ces renseignements ne sont pas exhaustifs ou récents.

Les poissons ensemencés ne conviennent guère aux ESEE, car il s’agit surtout de poissons de pêche sportive, et ils ne constituent pas des espèces indicatrices appropriées, puisque leur croissance et leur reproduction peuvent dépendre de la méthode et de la période d’ensemencement et d’élevage. De plus, le succès de reproduction des poissons ensemencés est généralement faible, de sorte que cet indicateur d’effet clé ne peut être évalué.

Haut de la Page

2.2.1.5 Système de classification pour la sélection des zones de référence

Étant donné que les caractéristiques des zones de référence varient selon le paysage, des méthodes de classification ont été développées pour les zones terrestres où s’écoulent des cours d’eau et où se trouvent des lacs dans le but de prévoir les associations biotiques en milieu aquatique (Corkum, 1989, 1992; Hughes, 1995; Maxwell et al., 1995; Omernik, 1995). Un système de classification est une façon de simplifier les méthodes d’échantillonnage et les stratégies de gestion en fournissant une représentation organisée d’un paysage variable (Conquest et al., 1994). Ce système, qu’on suppose hiérarchique, présente l’avantage de permettre la distinction entre les caractéristiques du paysage à différentes échelles de résolution (Conquest et al., 1994). Le système de classification (avec modifications) est basé sur un système mis au point par le Service des forêts du ministère de l’Agriculture des États‑Unis (Maxwell et al., 1995). Le système de classification hiérarchique se veut un guide a priori de sélection des zones d’échantillonnage.

Répartition des zones de référence et des zones exposées selon l’habitat

Les points suivants devraient être considérés durant la sélection des zones et/ou des stations de référence et d’exposition.

Cours d’eau

• La taille du bassin versant choisi dépend de l’ordre du cours d’eau. Par exemple, si une mine est située sur les rives d’un cours d’eau de deuxième ordre, le bassin versant s’arrête à l’endroit où le cours d’eau devient un cours d’eau de troisième ordre (à la jonction de deux cours d’eau de deuxième ordre).
• S’il n’existe aucune source ou facteur de confusion en amont, les zones de référence peuvent être choisies dans le même bassin versant, en amont de la mine.
• Si des facteurs de confusion, comme des sources diffuses ou ponctuelles, ont été détectés en amont de l’effluent, la ou les zones de référence doivent être choisies dans un bassin versant adjacent présentant des habitats comparables (figure 4-4).
• Si la perturbation physique de la vallée fluviale est liée à l’exploitation de la mine, les effets de l’effluent peuvent être difficiles à distinguer de ceux de la perturbation. Par conséquent, les zones de référence choisies devraient dans la mesure du possible être sous l’influence d’une perturbation physique comparable.
• La zone exposée et la zone de référence devraient avoir les caractéristiques suivantes en commun : écorégion, superficie du bassin versant, ordre du cours d’eau, largeur de débordement, gradient de pente, caractéristiques du lit, types d’habitat, profondeur de l’eau, vitesse du courant, composition du substrat, végétation des rives, structure des rives, utilisation des terres, etc.

Lacs

• Dans le cas des lacs qui reçoivent l’effluent d’une seule mine et où il n’y a pas de source diffuse de pollution, il faudrait déterminer la sphère d’influence de l’effluent. Cela est particulièrement important pour les lacs où l’écoulement de l’effluent n’est pas unidirectionnel.
• Si des études de traçage et des études précédentes indiquent que les effets de l’effluent sont localisés et restreints, il convient de choisir la ou les zones de référence dans le lac où la mine rejette son effluent. Ces zones devraient se trouver dans des baies ou bassins séparés, mais comparables, du lac.
• Si les études effectuées à l’aide de traceurs révèlent que l’effluent se disperse dans tout le lac, il convient de choisir la ou les zones de référence dans les lacs présentant des caractéristiques semblables les plus proches dans le même bassin versant ou un bassin adjacent.
• Si d’autres sources diffuses ou ponctuelles existent ailleurs dans le lac, il convient de choisir la ou les zones de référence dans le lac présentant des caractéristiques semblables les plus proches dans le même bassin versant ou un bassin adjacent.
• Si l’effluent est associé à une perturbation physique dans la région, la présence de cette perturbation peut compliquer l’évaluation des effets de l’effluent. Dans la mesure du possible, il convient alors de choisir des zones de référence présentant des caractéristiques physiques similaires.
• La zone exposée et la zone de référence devraient avoir les caractéristiques suivantes en commun : écorégion, origine géologique, superficie du bassin versant, morphométrie, pente du littoral, types d’habitat, composition du substrat, végétation des rives, structure des rives et utilisation des terres, etc.

Milieux marins

• La zone de référence devrait être comprise dans le même plan d’eau que la zone exposée et être soumise aux mêmes régimes de courant hydrographique et de marée que cette dernière. En d’autres mots, elle devrait être le plus près possible de la zone exposée. Les communautés d’invertébrés benthiques des milieux marins sont beaucoup plus riches en espèces que celles des écosystèmes d’eau douce. Elles présentent des rapports trophiques plus complexes, une gamme faunistique beaucoup plus large et des stratégies reproductives plus diversifiées. En raison de cette complexité et des nombreuses interactions des espèces d’invertébrés benthiques des milieux marins, de faibles variations des conditions physiques ou chimiques peuvent modifier profondément la faune benthique dans son ensemble. Si on ajoute à cette différence l’effet d’une variation croissante de la colonisation larvaire aléatoire en fonction de la distance géographique (« dérive » géographique dans la structure de la communauté) et les barrières physiques d’un milieu côtier complexe, il est très rare qu’on puisse trouver des communautés d’invertébrés semblables d’une baie ou d’un fjord à l’autre, et il est très difficile de prédire la structure particulière d’une communauté benthique à partir de facteurs liés aux sédiments (pour une analyse récente des interactions des invertébrés marins et des sédiments, voir Snelgrove et Butman, 1994). Pour être en mesure de conclure avec un niveau de confiance raisonnable à l’existence d’un degré de similitude suffisant entre les communautés benthiques « naturelles » d’une zone côtière donnée et celles de la zone voisine, il devrait exister entre les deux un échange d’eau suffisant. Cette situation est plus probable dans les zones côtières ouvertes que dans les baies et les fjords isolés.
• Les zones de référence qui ne sont pas comprises dans le même plan d’eau ou régime hydrographique risquent de ne pouvoir servir qu’à une comparaison sommaire de caractéristiques telles que les variations de l’abondance et de la richesse spécifique. Si les conditions d’habitat sont suffisamment semblables à celles de la zone exposée, il sera également possible de comparer des facteurs biotiques agissant à plus grande échelle, comme la présence de taxons caractéristiques présentant une longévité plus longue et vivant à des profondeurs ou sur des supports déterminés, appelés « communautés parallèles » (Thorson, 1957).
• La zone de référence devrait présenter un fort degré de similitude avec la zone exposée pour ce qui est du type d’habitat, de la structure du littoral (escarpé, montagneux, delta, marais, etc.), de la topographie du fond (seuil, banc de sable, exposition aux influences océaniques, etc.), du type de substrat (taille des particules, classement granulométrique, chimie naturelle), de la profondeur, des régimes de courant, des propriétés physiques de l’eau, des régimes de nutriants, des sources et des caractéristiques de drainage.
• Certains aspects particuliers doivent être pris en compte pour déterminer si les zones de référence conviennent aux mines en milieux marins et estuariens. De nombreux facteurs physiques, dont la salinité (y compris les apports saisonniers d’eau douce), les marées (et les courants de marée) et les sulfures présents dans les sédiments, contribuent à rendre les milieux estuariens ou marins plus complexes que les milieux d’eau douce. L’érosion par la glace et l’accumulation de glace, le gel, la stagnation de la colonne d’eau provoquée par l’élévation du ruissellement d’eau douce en été, la remise en suspension des matières particulaires par le gel en surface en hiver, la présence de digues ou d’estacades, les taux exceptionnels d’envasement causés par l’exploitation forestière et les inondations périodiques, sont au nombre des autres facteurs physiques importants qui doivent également être pris en compte.
• Outre les caractéristiques importantes susmentionnées, les éléments suivants doivent être similaires entre les zones de référence et les zones exposées :
  • Zones intertidales : pente du littoral, exposition aux vagues, éclairage et exposition aux marées, végétation du littoral, organismes incrustés (une partie de ces organismes peuvent toutefois faire partie des taxons benthiques dont on cherche à évaluer les réponses à l’effluent de la mine).
  • Zones subtidales : stabilité saisonnière de la colonne d’eau et appauvrissement en oxygène au fond de l’eau (stagnation).

Écorégions

La première étape de la sélection des zones de référence consiste à déterminer les attributs terrestres (écorégions) ayant des caractéristiques semblables. On entend par écorégion la partie d’une écoprovince présentant des réponses écologiques distinctes au climat, révélées par la végétation, les sols, l’eau et la faune (Wiken, 1986; Wickware et Rubec, 1989). On peut consulter des cartes des écorégions du Canada sur le site Web suivant.

Bassins versants et échelles géographiques

Les bassins versants ont des limites bien déterminées. Un bassin versant est défini comme l’ensemble des pentes inclinées vers un même cours d’eau et y déversant leurs eaux de ruissellement. Bien qu’il se produise des échanges entre les biotes de divers bassins, l’évolution géoclimatique des grands bassins (échelle de 1:2 000 000) crée des obstacles à la dispersion, à savoir les lignes de partage des eaux et le climat (Maxwell et al., 1995). Il est essentiel d’établir l’échelle géographique convenant à la conception de l’étude. Dans le cas des études synoptiques de grande échelle visant à établir des relations entre les caractéristiques des paysages et les biotes aquatiques, l’échelle cartographique adoptée pour les bassins hydrographiques est de 1:250 000 (Corkum, 1989, 1992, 1996; Reynoldson et Rosenberg, 1996). Ces bassins sont ensuite subdivisés en sous‑bassins de plus en plus petits.

Les interactions des zones terrestres et des zones aquatiques quant au transport des sédiments et des nutriants à partir des terres et de sources en amont doivent faire partie intégrante de l’élaboration de modèles prévisionnels établissant un lien entre les variables environnementales et les biotes qui leur sont associés. Les bassins versants peuvent être compris dans une écorégion ou ils peuvent traverser des écorégions différentes. La faune aquatique est plus uniforme dans les bassins versants faisant partie de la même écorégion que dans ceux qui se trouvent dans différentes écorégions (Corkum, 1992; Hughes et al., 1994).

Utilisation des terres et zones tampons de végétation

Bien que les écorégions soient définies en fonction du climat et de la végétation naturelle, cette dernière est perturbée par les activités humaines. Le type d’utilisation des terres est un moyen simple de mesurer les perturbations subies par un bassin. S’il s’est produit des changements dans l’utilisation des terres (p. ex., défrichage à des fins agricoles, exploitation forestière ou incendie), la communauté biotique des eaux réceptrices réagira à ces changements (Corkum, 1992, 1996). Il faut donc sélectionner des zones où les modes d’utilisation des terres sont comparables.

Dans toutes les zones d’échantillonnage, il faudrait noter la largeur et le type des bandes tampons de végétation bordant les cours d’eau et les lacs. Dans les zones de référence où la perturbation due aux activités humaines est inévitable, les zones tampons atténuent les fluctuations de température en produisant de l’ombre (Budd et al., 1987), éliminent ou réduisent le transport des sédiments par ruissellement (Young et al., 1980) et régularisent l’entrée des nutriants et des métaux dans les plans d’eau (Peterjohn et Correll, 1984).

Haut de la Page

2.2.1.6 Cadre pour les cours d’eau

La conception des échantillonnages dans les cours d’eau offre un cadre permettant de caractériser les habitats à différentes échelles (Meador et al., 1993). Ce cadre repose sur l’organisation des cours d’eau dans l’espace hiérarchique et sur leur évolution dans le temps (Frissell et al., 1986). Le système fluvial comprend plusieurs niveaux hiérarchiques ou emboîtés : bassin versant ou de drainage, segment de vallée, tronçon de cours d’eau et unité de chenal (Conquest et al., 1994).

Segments de vallée et ordre des cours d’eau

Les segments de vallée sont des parties des bassins versants qui ont des propriétés géomorphologiques et des caractéristiques quant au transport hydrologique qui les distinguent des autres segments (Cupp, 1989). Montgomery et Buffington (1993) ont établi trois types de segments de vallée : le segment colluvial (avec ou sans canaux), le segment alluvial et la roche en place. Les segments de vallée peuvent être le siège de dépôts colluviaux (sédiments et matières organiques accumulés à la faveur de glissements de terrain) ou alluviaux (sédiments transportés par l’écoulement des eaux). Le troisième type de segment de vallée comporte peu de sol et est dominé par la roche en place.

On distingue les segments de vallée les uns des autres selon six critères (Conquest et al., 1994) :

1. l’ordre des cours d’eau (la position dans le réseau hydrographique);
2. l’inclinaison des pentes de la vallée;
3. le rapport entre la largeur du fond de la vallée et la largeur du chenal des cours d’eau;
4. la pente des chenaux;
5. les dépôts superficiels géomorphologiques dans les corridors riverains;
6. la configuration des chenaux.

On attribue un ordre hydrographique à chaque segment de chenal (Strahler, 1957) en fonction d’une échelle particulière de carte ou de photographie aérienne (p. ex., 1:250 000) (Newbury et Gaboury, 1993).

Tronçons de cours d’eau

Les tronçons de cours d’eau consistent en associations homogènes de caractéristiques topographiques et d’unités géomorphologiques des chenaux (Bisson et Montgomery, 1996). Ils peuvent servir à prévoir la réaction locale des cours d’eau à des perturbations (Montgomey et Buffington, 1993) et ils sont utiles pour l’évaluation de la qualité des habitats, de la productivité aquatique, de la distribution des poissons et de l’état de santé des cours d’eau (Maxwell et al., 1995). Leur classification est effectuée à des échelles cartographiques allant de 1:12 000 à 1:24 000. Les critères de classification des tronçons de cours d’eau sont les suivants :

• configuration des chenaux;
• encaissement des chenaux;
• largeur des chenaux;
• rayon hydraulique;
• superficie du bassin;
• nature des matériaux du lit des chenaux;
• pente du cours d’eau;
• forme du lit;
• végétation riveraine.

Des approches plus simples ont été adoptées pour l’identification des tronçons de cours d’eau. Par exemple, un chenal rectiligne possède un lit ondulé et se distingue par l’alternance de seuils et de bassins à des intervalles de cinq à sept fois la largeur du chenal (Leopold et al., 1964; Leopold, 1994). Selon Newbury (1984), la longueur d’un tronçon de cours d’eau équivaut à six fois la largeur du chenal.

Unité de chenal

Les unités de chenal sont des subdivisions de tronçons de cours d’eau où les microhabitats sont uniformes quant à la profondeur et au débit et qui servent à déterminer les facteurs qui limitent les populations d’invertébrés et de poissons à l’intérieur d’un tronçon. Hawkins et al. (1993) ont proposé un système à trois niveaux dans lequel le premier niveau distingue les seuils des bassins. Le deuxième niveau identifie les seuils à écoulement turbulent et non turbulent et distingue les bassins formés par affouillement des bassins formés par un barrage. Ces derniers retiennent davantage de sédiments et de débris organiques et ont une plus grande couverture que les bassins formés par affouillement. Le troisième niveau distingue les microhabitats en fonction des processus et de la structure hydrauliques. En général, les chenaux n’ont pas plus de 10 m de longueur et ne peuvent pas être cartographiés à une échelle convenant à la gestion des terres.

Critères de subdivision des seuils :

• gradient ou profil de la surface de l’eau;
• pourcentage d’écoulement torrentiel;
• rugosité du lit;
• vitesse moyenne du courant;
• développement de paliers.

Critères de subdivision des bassins :

• position (dans le chenal principal du cours d’eau ou à l’extérieur);
• profils longitudinaux et transversaux de profondeur;
• caractéristiques du substrat;
• contraintes favorisant la formation de bassins.

Haut de la Page

2.2.1.7 Cadre pour les lacs

L’origine géologique, l’hydrologie et la morphométrie des lacs, déterminées à l’aide de cartes et de photographies aériennes, sont d’importants moyens de reconnaître les interactions des sédiments et de l’eau et d’évaluer la productivité des lacs (Wetzel, 1975). Bien qu’on puisse prévoir la stratification thermique à partir des caractéristiques morphologiques, des vérifications sur le terrain demeurent nécessaires. L’échelle utilisée pour l’étude des lacs est généralement de 1:24 000 ou de 1:63 000 (Maxwell et al., 1995).

Origine, emplacement et liens hydrologiques

Les lacs de référence et les lacs exposés devraient être comparables en ce qui concerne l’origine, l’emplacement et les liens hydrologiques. La géologie des lacs influe sur les caractéristiques physiques, chimiques et biologiques des plans d’eau. Par exemple, Hutchinson (1957) a dénombré 11 types de processus géomorphologiques : tectonique, volcanique, glissements de terrain, activité glaciaire, solution, fluviatile, éolien, riverains, accumulation de matières organiques, barrages d’origine anthropique et naturelle, impact de météorites. La géologie de surface et l’emplacement (altitude, latitude et longitude) influent sur la chimie et les régimes thermiques des lacs (Winter, 1977). Ces variables, qui sont prises en compte par les cartes, permettent de prévoir la composition biologique et la productivité des lacs (Dolman, 1990; Winter et Woo, 1990). Les liens hydrologiques, c’est-à-dire les liens entre un lac et les eaux superficielles ou souterraines, permettent d’obtenir des données de prévision sur le biote des lacs (Maxwell et al., 1995). Maxwell et al. (1995) décrivent trois types de liens hydrologiques : liens fluviaux (tributaire et/ou exutoire ou non connectés), liens avec les eaux souterraines (gains, pertes, équilibre ou absence de réalimentation) et régime d’accumulation des eaux (permanent ou intermittent).

Morphométrie

Les données sur la morphométrie des lacs servent depuis longtemps à prévoir les productions de poissons (Ryder, 1965; Kerr et Ryder, 1988) et à déterminer la diversité des espèces (Eadie et Keast, 1984; Marshall et Ryan, 1987). Avec l’exception de la profondeur (et du volume), d’autres caractéristiques peuvent être fournies par les cartes. Les graphiques hypsométriques (profondeur-superficie cumulatives ou profondeur-volume cumulatifs) sont utiles pour comparer les formes des bassins lacustres et prévoir les superficies ou les volumes à des fins de régularisation du niveau de l’eau des réservoirs. Parmi les paramètres morphologiques courants des lacs, on retrouve la superficie, le volume, la profondeur moyenne et maximale, l’aménagement des rives et le temps de séjour hydraulique.

État trophique

De nombreux systèmes de classification de lacs sont fondés sur une mesure de productivité (lacs oligotrophes, mésotrophes et eutrophes). Les lacs dystrophes, qui constituent un quatrième type, correspondent à des lacs recevant de grandes quantités de matières organiques provenant de sources extérieures. Ils sont fortement colorés, et c’est pour cette raison qu’ils sont connus comme lacs à eau brune. Les lacs dystrophes ont une faible productivité, et certains limnologues les considèrent comme une sous-classe des lacs oligotrophes. Les variables suivantes servent à décrire l’état trophique des lacs :

• oxygène dissous;
• mélange thermique (stratification des lacs);
• phosphore total;
• phosphore réactif soluble;
• azote total;
• nitrites + nitrates;
• ammonium;
• chlorophylle a;
• transparence;
• matières organiques.

Zones

Les lacs sont divisés en zones : la zone d’eau libre, appelée pélagique, la zone littorale, peuplée de plantes autotrophes, et un milieu benthique plus profond dépourvu de végétation, la zone profonde. Les zones de référence et d’exposition devraient toujours être situées dans la même zone.

Haut de la Page

2.2.1.8 Utilisation des données de toxicité sublétale pour la caractérisation des sites

Comme des données historiques de toxicité sublétale pour une partie ou la totalité des essais requis (voir le chapitre 6) ont été produites pour des effluents rejetés par un certain nombre de mines dans diverses régions du Canada, l’exploitant d’une mine pourrait juger pertinent d’utiliser ces informations durant la caractérisation du site, pour les motifs suivants :

1. Aider à la sélection des zones d’échantillonnage des poissons ou des communautés d’invertébrés benthiques. Si l’exploitant ne dispose d’aucune donnée de terrain historique sur les populations de poissons, leurs sources de nourriture ou leurs habitats dans la zone exposée, il peut utiliser les données historiques de toxicité sublétale de l’effluent (si elles sont de qualité satisfaisante) pour estimer la zone d’influence potentielle en vue de sélectionner les zones d’échantillonnage aux fins de l’étude des populations de poissons ou de la communauté d’invertébrés benthiques dans le cadre de la première étude de suivi (c.-à-d. pour estimer l’ampleur de la réponse dans la zone la plus exposée à l’effluent). De plus amples renseignements sur la façon d’estimer la portée géographique d’une réponse à la toxicité sublétale sont présentés au chapitre 6.
   
2. Aider à la comparaison des sources de rejet d’effluents. Si des effluents sont rejetés à plusieurs endroits sur un site minier, l’un des essais de toxicité sublétale recommandés peut être utilisé pour déterminer le degré de toxicité sublétale attribuable aux différentes sources de rejet d’effluents (voir le chapitre 6).

Haut de la Page

2.2.1.9 Caractéristiques des environnements miniers

De nombreuses mines et activités minières partagent certaines caractéristiques environnementales communes. Ces caractéristiques sont brièvement présentées dans les sections qui suivent.

Proximité des eaux d’amont : De nombreux sites miniers sont situés à proximité des eaux d’amont de cours d’eau. Dans certains cas, l’effluent peut contribuer de façon significative au débit du cours d’eau en aval du point de rejet. La contribution de l’effluent au débit du cours d’eau influe sur la façon de caractériser la zone exposée. Du fait de leur taille, de leur gradient ou de leur débit intermittent, les cours d’eau d’amont constituent souvent des habitats peu propices pour les poissons. Par conséquent, les effluents miniers sont souvent rejetés dans des eaux réceptrices n’abritant aucune population de poissons, ou n’abritant que des populations peu nombreuses, quoique les effluents dilués finissent généralement par atteindre des habitats de poissons. Néanmoins, certaines espèces de poissons utilisent souvent les eaux d’amont qui leur sont accessibles à un stade quelconque de leur cycle vital, comme lors de la fraie; cette information devrait être prise en considération au moment de la conception d’une ESEE. Les mines auront peut-être à se déplacer progressivement en aval jusqu’à ce qu’elles atteignent un secteur dont le nombre et la variété d’espèces de poissons soient appropriés; cependant, les mines devraient d’abord évaluer les populations de poissons dans le milieu récepteur immédiat.

Qualité et volume des effluents : La qualité et la quantité des effluents miniers sont sous l’influence de plusieurs facteurs, dont la nature du minerai et de la roche hôte, les procédés de traitement du minerai, les méthodes de traitement des effluents ainsi que le climat et l’hydrologie propre au site. Les taux de rejet d’effluents varieront tant en volume qu’en durée, dépendamment des caractéristiques du site. Au Canada, certaines mines tiennent compte des saisons pour le rejet de leurs effluents. La dégradation naturelle de certaines substances, comme le cyanure et l’ammoniac, est réduite par temps froid, ce qui peut rendre difficile le respect des limites de rejet. Pour ces motifs, les eaux usées sont souvent rejetées au printemps et à l’été. Elles peuvent également l’être au début du printemps afin de permettre la libération des grandes quantités d’eau provenant de la fonte des neiges qui se sont accumulées pendant les mois d’hiver.

La présence de poissons dans le milieu récepteur initial peut également influer sur le volume d’effluents rejetés. Par exemple, la nécessité de protéger les poissons qui passent l’hiver dans des bassins, lorsque le débit naturel des cours d’eau est minimal, peut inciter une mine à réduire ses rejets dans la zone exposée. D’autres mines minimisent leurs rejets à la fin de l’été, lorsque le débit est faible et que les poissons s’apprêtent à frayer. À l’inverse, certaines mines peuvent accroître leurs rejets au printemps, profitant du fait que les débits sont élevés pour évacuer une partie de leurs réserves d’eau. Toutefois, ce ne sont pas toutes les mines qui disposent de réservoirs d’une capacité assez grande pour leur permettre d’optimiser le rejet de leurs effluents.

Comme les corps minéralisés diffèrent les uns des autres, chaque effluent possède des caractéristiques propres. Chaque minerai est différent, non seulement d’une mine à l’autre, mais aussi à l’intérieur d’une même exploitation. Un corps minéralisé peut contenir des concentrations variables de certains minéraux. En outre, si la durée de vie d’une mine peut être brève, l’usine située sur le site minier peut traiter du minerai provenant de plusieurs mines. Pratiquement toutes les mines évacuent dans leurs effluents un assemblage particulier de substances préoccupantes influant sur les caractéristiques du site sur le plan de la biodisponibilité et de la dureté de l’eau. Toutefois, du fait des similarités qui caractérisent les procédés d’exploitation utilisés par les mines d’une région donnée, la réalisation d’un plan d’ESEEapplicable à l’échelle régionale peut permettre l’optimisation des ressources.

Les mines incorporent diverses méthodes de traitement des effluents (p. ex., ajout de chaux, bassins de décantation, usines de traitement d’eau) dans leurs procédés, et le type et l’efficacité de chacune de ces méthodes influeront sur la qualité de l’effluent qu’elles rejettent dans l’environnement. Le temps de séjour dans les bassins de décantation peut avoir des répercussions sur la composition de l’effluent. À titre d’exemple, la dégradation du cyanure et le dépôt des matières particulaires sont fonction du temps. Un temps de séjour suffisamment long peut ainsi modifier les concentrations dans l’effluent.

Géologie locale : L’emplacement de la mine est déterminé par la géologie régionale et l’endroit exact où se trouvent les gisements de minerai. La minéralisation locale autour des gisements de minerai influe sur les concentrations naturelles de métaux dans les cours d’eau. Par conséquent, ces concentrations sont souvent plus élevées dans les cours d’eau situés près des sites miniers; il faudrait donc en tenir compte dans le choix des zones de référence, afin d’optimiser la comparaison des données avec celles de la zone exposée.

Biodisponibilité desmétaux : La biodisponibilité des métaux est un élément important à prendre en considération lorsqu’on évalue les effets des effluents miniers dans le cadre du Programme d’ESEE, car les chercheurs continuent d’identifier des facteurs modificateurs qui peuvent influer sur cette biodisponibilité. Par exemple, on peut atténuer les effets des métaux solubles sur le biote au cours du traitement des effluents (p. ex., par l’ajout de chaux pour précipiter les métaux). De plus, les effets des effluents miniers et des sédiments associés sur le milieu aquatique peuvent varier tout au long de la durée de vie de la mine en fonction des variations de la biodisponibilité de certains paramètres.

Haut de la Page

2.2.2 Zones d’exposition et de référence

Une zone est définie qualitativement pour les besoins de l’échantillonnage et se rapporte à l’échelle géographique appropriée contenant un ou plusieurs sites d’échantillonnage appelés « stations ». Une station est un site d’échantillonnage fixe qui peut être reconnu, défini quantitativement (p. ex., latitude et longitude), et où l’on peut procéder à plusieurs échantillonnages. Dans le Programme d’ESEE, la zone d’étude globale est divisée en zones de référence et en zones exposées pour le plan axé sur le contrôle et l’impact ou, à l’intérieur d’une zone exposée où la concentration de l’effluent diminue graduellement, pour le plan par gradients. Dans le REMM, la zone exposée est définie comme étant « les eaux où vivent des poissons et l’habitat du poisson qui sont exposés à un effluent », et la zone de référence est définie comme étant « les eaux où vivent des poissons et où se trouve un habitat du poisson, qui ne sont pas exposées à un effluent et qui présentent, dans la mesure du possible, les caractéristiques les plus semblables à celles de la zone exposée » (annexe 5, article 1 du REMM).

2.2.2.1 Sélection du point de rejet final aux fins du suivi

Lorsque la mine a plus d’un point de rejet final, il est recommandé de faire l’échantillonnage dans une zone exposée où l’effluent présente le plus grand risque d’effets négatifs sur le milieu récepteur. La charge de substances nocives dans l’effluent, la façon dont l’effluent se mélange dans la zone exposée et la sensibilité du milieu récepteur devraient être prises en compte dans le choix du point de rejet final qui servira au suivi biologique.

Haut de la Page

2.2.2.2 Choix des zones exposées et des zones de référence

Le choix des zones d’échantillonnage est l’un des éléments les plus critiques du plan d’étude et devrait être effectué minutieusement pour maximiser la qualité de l’information fournie par l’étude. Le plan d’étude dépend du site, et divers exemples de plans d’étude sont fournis au chapitre 4. Toutefois, le présent guide n’empêche nullement l’exploitant de proposer d’autres plans d’étude appropriés au site.

2.2.2.2.1 Zones exposées

Le prélèvement d’échantillons dans la zone exposée devrait être fait près du point de rejet de l’effluent où l’on présume que des effets se feront sentir. De préférence, les zones d’échantillonnage renfermeront un habitat approprié pour la communauté d’invertébrés benthiques et les populations d’espèces de poissons choisies. Le plan d’étude devrait également tenir compte de l’utilisation de la zone exposée par les poissons (p. ex., frayère, nourricerie). La détermination de la zone exposée et des caractéristiques des habitats qu’elle renferme devrait précéder le choix des zones de référence, car les caractéristiques physiques et chimiques de ces dernières devront autant que possible correspondre à celles de la zone exposée (avant qu’elles ne changent après le rejet de l’effluent).

La zone exposée peut renfermer un certain nombre de milieux récepteurs (p. ex., différents ordres de cours d’eau, lacs ou marais, milieux estuariens à marins, ou milieux intertidaux à infralittoraux) et divers types d’habitats. Dans la plupart des cas, les limites de la zone exposée sont déterminées par la zone de mélange de l’effluent. La zone exposée peut comporter une zone fortement exposée à l’effluent et une zone peu exposée à l’effluent, zones que l’on qualifie souvent de « rapprochées » ou d’« éloignées ». On peut utiliser d’autres zones d’échantillonnage dans la zone exposée durant le suivi visant à évaluer l’ampleur et la portée géographique des effets, ou durant le suivi périodique pour mieux étudier ou déterminer les besoins propres au site. Les zones les plus exposées à l’effluent (zones rapprochées) se trouvent à l’extérieur de la zone initiale de rejet (décrite ci‑dessous) et sont plus fortement exposées à l’effluent que les zones éloignées. La zone initiale de rejet est la zone où la vitesse d’écoulement de l’effluent dépasse celle des eaux réceptrices et où l’effluent flotte. Elle est souvent caractérisée par une turbulence apparente et ne s’étend généralement pas sur plus de 5 à 50 m en aval de l’émissaire. Au moins une des stations dans les zones les plus exposées à l’effluent (zones rapprochées) devrait être située le plus près possible du point de rejet, mais à l’extérieur de la zone initiale du rejet. Aux fins des études sur l’ampleur et la portée géographique, la zone exposée doit s’étendre le long du gradient de concentration de l’effluent pour inclure des zones peu exposées (zones éloignées). La zone exposée s’étend géographiquement jusqu’au point où les conditions de référence sont rétablies (la zone exposée et la zone de référence ont été définies plus haut). Il est recommandé de délimiter les zones peu exposées à l’effluent à proximité de la limite de la zone de mélange de l’effluent. De multiples stations d’échantillonnage dans chacune des zones délimitées devraient être utilisées pour déterminer les variations spatiales. Dans un plan d’étude par gradient, il n’y a pas de zone de référence telle quelle, mais les variables de réponse sont évaluées le long du gradient d’exposition.

En pratique, il y aura probablement presque toujours une ou plusieurs zones peu exposées à l’effluent (zones éloignées) pour les échantillonnages autres que ceux du poisson (p. ex., eau, sédiments, benthos). Le choix de l’emplacement des zones peu exposées à l’effluent (zones éloignées) doit être fait de telle sorte que chaque zone comporte un degré différent d’exposition à l’effluent. Toutes les zones exposées devraient être situées, si possible, de façon à éviter ou à réduire au minimum l’exposition à des rejets ne provenant pas de la mine.

Haut de la Page

2.2.2.2.2 Zones de référence

Les zones de référence ne présentent pas nécessairement les mêmes caractéristiques qu’elles avaient avant l’arrivée des premiers colons européens. Toutefois, les impacts anthropiques non liés à l’exploitation de la mine doivent être similaires à ceux observés dans les zones exposées (Simon, 1991; Omernik, 1995). Si possible, la zone de référence devrait être située dans le même plan d’eau que le point de rejet de l’effluent, mais en amont de ce point ou hors de la zone d’influence de l’effluent. Elle devrait également présenter des caractéristiques physiques et biologiques appropriées et se trouver hors de la zone d’influence de la mine ou d’autres facteurs confusionnels. Lorsqu’une mine est située en bordure d’un plan d’eau (p. ex., présence de barrages et de réservoirs en amont), la zone de référence devrait être située dans un plan d’eau adjacent présentant des caractéristiques similaires ou dans un affluent non exposé du plan d’eau récepteur. Il est également possible de prélever des échantillons dans plusieurs zones exposées situées à une distance croissante du point de rejet, selon un gradient d’exposition (plan par gradients). Au besoin, plus d’une zone de référence peut être utilisée. Au cours de l’étude sur l’ampleur et la portée géographique, il sera peut-être nécessaire de prélever des échantillons dans plusieurs zones de référence si divers types d’habitat sont échantillonnés dans la zone exposée. L’application d’une approche plus régionale prévoyant, par exemple, l’échantillonnage de plusieurs cours d’eau non exposés dans la région (c.-à-d. une approche fondée sur les conditions de référence) peut également être envisagée, en particulier pour les études des communautés d’invertébrés benthiques.

S’il existe des données de suivi historiques, la mine devrait envisager d’utiliser les mêmes zones d’échantillonnage à la condition que celles-ci satisfassent aux exigences du Programme d’ESEE. Ainsi, les données recueillies dans le cadre du Programme d’ESEEpourront être comparées aux données historiques.

Les données de référence (recueillies avant le début du rejet de l’effluent) et l’utilisation de zones de référence multiples peuvent faciliter l’interprétation des données. Il est possible d’utiliser les données historiques comme fondement pour déterminer les effets, mais ces données devraient être traitées comme des données additionnelles aux données de la mine. En effet, le plan d’étude devrait toujours comprendre l’échantillonnage de zones de référence et exposées (ou suivre un plan par gradients). De cette façon, les mêmes conditions de base seront utilisées, et les changements observés ne seront pas attribués indûment à l’effluent minier, parce que des changements dans les paramètres peuvent être dus à des modifications des conditions environnementales (p. ex., inondations ou variations des températures annuelles). Une zone de référence devrait être utilisée de façon à permettre de caractériser les changements causés par l’activité de la mine par rapport à ceux qui ne le sont pas. Les praticiens peuvent également profiter de l’évaluation environnementale des nouveaux projets pour fournir des renseignements supplémentaires au Programme d’ESEE(Kilgour et al., 2007).

Lorsque c’est possible, les zones d’échantillonnage retenues pour différents volets (poissons, communautés d’invertébrés benthiques, qualité de l’eau) devraient être les mêmes. Les caractéristiques des espèces de poissons choisies (p. ex., mobilité, utilisation de l’habitat) et les différents types d’équipement d’échantillonnage peuvent parfois compliquer la situation. Dans certains cas, les zones de référence pour l’échantillonnage des invertébrés benthiques peuvent se trouver directement en amont de la zone exposée, ce qui n’est pas nécessairement le cas pour l’échantillonnage des poissons (en raison de leur mobilité). En outre, les exploitants de mines sont invités à mener l’étude des communautés d’invertébrés benthiques et l’étude des poissons, si cela peut se justifier sur le plan biologique (p. ex., si le moment idéal pour prélever des échantillons en vue d’évaluer les effets sur la reproduction des poissons coïncide avec le moment approprié pour prélever des échantillons en vue d’étudier les communautés benthiques – voir le chapitre 3pour de plus amples renseignements sur la période de reproduction des poissons). Lorsque plusieurs mines sont très rapprochées et qu’elles rejettent leurs effluents dans le même bassin versant, la conduite d’ESEEconjointes est préconisée. Lorsque des études conjointes sont proposées, les zones d’échantillonnage peuvent être partagées.

La comparaison des données recueillies dans les zones de référence et dans les zones exposées peut permettre de déceler les impacts sur la vie aquatique (Yoder, 1991), de déterminer quels sont les agents stressants (Hughes et al., 1994), d’observer les tendances temporelles et spatiales (Yoder, 1989) et de fournir aux organismes gouvernementaux des données sur les ressources en eau (OEPA, 1990). Les zones « les moins touchées » diffèrent d’une région à l’autre. En revanche, il peut être impossible de trouver une zone de référence dans les régions extrêmement perturbées. Dans ce cas, il faudrait prévoir dans le plan d’étude que les zones de référence peu perturbées seront situées dans des bassins versants comparables, à l’intérieur de la même écorégion (Hughes et al., 1994).

Dans le cas des mines en milieu côtier, il n’existe habituellement pas de zones strictement « d’amont » où l’on peut prélever des échantillons de référence, vu la variabilité de la direction des courants sous l’effet des marées. Dans le cas des usines situées sur le bord d’un estuaire, les zones d’amont peuvent être trop différentes sur les plans physique et biotique de la zone exposée pour permettre de prélever des échantillons de référence valables. Dès lors, en général, la zone de référence se trouve au moins périodiquement en aval du point de rejet de l’effluent. Il est donc important de connaître la configuration des courants dans la région pour déterminer si une zone de référence potentielle est bien « à l’extérieur » de la zone touchée par l’effluent de la mine.

Par ailleurs, le fait de choisir une zone de référence à l’étape initiale ne signifie pas qu’il faut forcément la choisir de nouveau pour les étapes à venir.

Dans son choix des zones d’échantillonnage, la mine devrait tenir compte :

• de l’emplacement des zones d’échantillonnage dans les études précédentes;
• de l’emplacement des facteurs de confusion;
• de la superficie des zones requise pour permettre le prélèvement du nombre d’échantillons nécessaires;
• du type d’habitat;
• de l’accessibilité du site;
• de tout autre facteur susceptible d’influer sur la mobilité des poissons.

En général, les deux zones d’échantillonnage devraient :

• être aussi semblables que possible, à l’exception de l’exposition à l’effluent. Les deux zones ne seront vraisemblablement pas identiques, mais on présume que les différences liées aux caractéristiques naturelles (p. ex., profondeur, substrat, débit, qualité de l’eau) (autres que les facteurs connexes à la mine) seront minimales par rapport à l’effet potentiel associé à la présence de l’effluent. Si tel n’est pas le cas, cela devrait devenir apparent, et des modifications devraient être apportées au plan d’étude pour les étapes subséquentes;
• être situées aussi près que possible l’une de l’autre (mais assez éloignées pour qu’il soit certain que les poissons de la zone de référence ne sont pas exposés à l’effluent);
• être accessibles et permettre le prélèvement des échantillons en toute sécurité durant la saison la plus appropriée (c.-à-d. lorsque des mesures de croissance, de reproduction, de l’état de santé et de survie des poissons peuvent être prises);
• être décrites de la façon la plus détaillée possible, en incluant la latitude et la longitude et une description écrite (caractéristiques physiques, chimiques et biologiques de l’habitat, incluant des mesures de la température, de la profondeur et du débit).

Pour une étude axée sur le contrôle et l’impact, il faudrait échantillonner au moins une zone de référence et une zone exposée au cours de la première ESEE et des ESEEsubséquentes (études visant à confirmer l’absence ou la présence d’effet et études sur l’ampleur et la portée géographique). L’utilisation de zones de référence multiples assure une plus grande puissance statistique pour détecter toute différence significative entre une zone de référence et une zone exposée (Foran et Ferenc, 1999). Elle permet également d’avoir une idée des variations entre les zones de référence (Munkittrick et al., 2000). Les mesures prises dans une zone exposée qui se situent à l’extérieur de la plage de valeurs observées à un certain nombre de zones de référence ont plus vraisemblablement une pertinence sur le plan écologique (Munkittrick et al., 2000). L’échantillonnage de zones de référence multiples devrait également être préféré à l’augmentation de la taille des d’échantillons (p. ex., le nombre de poissons) dans une seule zone (Environnement Canada, 1997).

Quand cela est possible, le choix de sites semblables présente des avantages, car les données recueillies peuvent aider à l’interprétation des réponses. Toutefois, il se peut que les zones d’échantillonnage optimales des communautés benthiques ne conviennent guère à l’étude des poissons en raison des caractéristiques des espèces de poissons visées, de la mobilité des poissons, des différences d’habitat et du type d’équipement d’échantillonnage requis. Dans de nombreux cas, les zones d’échantillonnage pourront être les mêmes, mais il ne s’agit pas d’un critère suffisant en soi pour orienter le choix de la zone d’échantillonnage des poissons.

Haut de la Page

2.2.3 Indication de l’emplacement des stations

Dans le rapport d’interprétation, la latitude et la longitude des zones d’échantillonnage seront exprimées en degrés, minutes et secondes et la description des zones d’échantillonnage permettra de reconnaître leur emplacement (annexe 5, alinéa 17b) du REMM). Il y a diverses façons d’obtenir la longitude et la latitude. Des systèmes de positionnement global (GPS) sont couramment employés pour déterminer l’emplacement des stations sur le terrain, et il est recommandé de s’en servir à cette fin. Dans certains cas, les coordonnées exprimées en fonction de la distance franchie sur le cours d’eau (p. ex., kilomètres de cours d’eau) sont utiles. L’exactitude recommandée du positionnement devrait être déterminée en fonction de chaque emplacement. Dans certains cas, en présence de multiples émissaires, les usines peuvent choisir de collaborer pour leurs études.

Des stations peuvent être ajoutées pour obtenir une meilleure représentation des configurations spatiales à l’intérieur d’une zone très étendue de dilution de l’effluent, par exemple, à un emplacement avec transects (droit, central, gauche), dans des zones d’échantillonnage fortement exposées à l’effluent (rapprochées) et peu exposées à l’effluent (éloignées), ainsi que dans des zones d’échantillonnage de référence.

Haut de la Page

2.2.4 Facteurs de confusion

Les facteurs de confusion peuvent fausser l’interprétation des résultats du suivi biologique. Si les zones d’échantillonnage sont assez semblables, alors les effets de ces facteurs pourraient être considérés comme négligeables. Cependant, lorsqu'il y a des différences significatives d’une zone d'échantillonnage à une autre, le plan d’étude peut devenir embrouillé. Dans ce cas, il peut être difficile de différencier les effets de l’effluent de l’usine de ceux du ou des facteurs de confusion sur les variables. Par exemple, si le genre d'habitat (p. ex., un bassin) en aval de la mine est différent de l’habitat situé en amont (p. ex., un seuil), alors les effets de la différence d'habitat sur les variables engendreraient de la confusion au sujet des effets associés à l’effluent de la mine, car tant l’effluent que le genre d'habitat peuvent induire des différences dans les variables observées en aval et en amont de l’émissaire de l’effluent.

L’intégration de zones de référence multiples dans le plan d’étude peut aider à prévenir l’influence des facteurs de confusion à caractère spatial, et les mines sont encouragées à adopter cette stratégie. Diverses considérations liées à la conception permettant de détecter les perturbations anthropiques ont été présentées dans la documentation (voir Green, 1993, et les références citées par cet auteur; Underwood, 1994, 1997). Ici encore, les mines sont encouragées à intégrer ces considérations dans leurs plans d’étude.

Voici quelques exemples de facteurs de confusion potentiels :

• affluents et autres sources de rejet ponctuelles et diffuses (p. ex., autres rejets industriels, ruissellement agricole, installations d’aquaculture, stations d’épuration des eaux usées);
• variables naturelles de l’environnement ou de l’habitat;
• dommages antérieurs.

Il importe de considérer, pendant la conception de l’étude, les facteurs de confusion potentiels trouvés pendant la caractérisation du site. Les facteurs peuvent ainsi être réduits au minimum ou pris en compte dans la conception de l’étude de façon à pouvoir évaluer leur influence au moment de l’interprétation des données.

Haut de la Page

2.2.5 Affluents et autres sources de rejet ponctuelles et diffuses

L’eau de dilution d’un cours d’eau, d’un lac, d’un estuaire ou d’un océan provient des affluents. Cette eau n’a pas nécessairement les mêmes propriétés chimiques que le plan d’eau à l’étude. L’eau des affluents prend également un certain temps à se mélanger à l’eau du cours d’eau à l’étude, et ce mélange se produit sur une certaine distance. Ainsi, s’il existe un affluent entre la zone de référence et la zone exposée, l’apport d’eau additionnel provenant de cet affluent peut brouiller l’interprétation des données.

La présence d’autres sources de rejet ponctuelles ou diffuses peut compliquer la distinction entre les effets dus à l’effluent de la mine et ceux imputables aux autres rejets, particulièrement s’ils se situent à proximité du point de rejet de la mine. Lorsque d’autres points de rejet se trouvent immédiatement en amont du point de rejet de l’effluent minier, il convient d’utiliser des zones de référence multiples. Une de ces zones de référence devrait être située entre l’autre point de rejet et le point de rejet de l’effluent minier. De cette manière, il pourrait être possible de constater l’influence de l’autre source de pollution et de déterminer l’ampleur des effets dus à l’effluent de la mine. En outre, la zone de référence devrait présenter les mêmes concentrations naturelles de métaux. S’il n’y a aucune différence entre les deux zones de référence, elles peuvent être comparées ensemble à la zone exposée.

S’il y a d’autres sources ponctuelles de rejet d’effluents non liées aux mines dans la zone d’étude, le plan d’étude devrait tenter de réduire au minimum les effets potentiels des facteurs de confusion. S’il s’avère impossible d’occulter l’influence des facteurs de confusion en modifiant le plan d’étude, il faut envisager le recours à d’autres plans et méthodes d’échantillonnage.

Haut de la Page

2.2.6 Variations de l’environnement et de l’habitat naturels

Les biocénoses (communautés biotiques de populations animales et végétales ) naturelles peuvent présenter des différences tant spatiales que temporelles. En particulier, si les zones d’étude sont vastes, les biocénoses naturelles et leurs caractérisques peuvent différer d’un endroit à l’autre. Il peut alors être difficile de distinguer les effets de l’effluent minier, s’il en est, des variations naturelles.

Voici des facteurs de confusion qui devraient être pris en compte du fait qu’ils sont couramment observés en milieu naturel :

• type d’habitat (seuil, rapide, fosse);
• type de substrat (teneur en matières organiques, granulométrie);
• profondeur de l’eau;
• écoulement et débit de l’eau;
• effets des marées, des courants, des vagues;
• salinité;
• oxygène dissous, température;
• couverture végétale émergente et/ou submergée;
• chimie de l’eau (conductivité, dureté, pH, etc.);
• propriétés biologiques.

Une fois qu'ils figurent dans la conception de l’étude, les facteurs de confusion ne peuvent être éliminés. C'est uniquement en accordant une grande attention aux facteurs modificateurs potentiels au moment de la préconception ou des étapes antérieures du plan d’étude que l’effet de ces facteurs pourra être éliminé ou réduit au cours des étapes suivantes. Lorsqu'il n'est pas possible d'éliminer les facteurs de confusion, l’augmentation du nombre de zones d'échantillonnage ou l’ajout d’autres paramètres chimiques et/ou biologiques pourront permettre aux responsables d'évaluer leur effet sur l’interprétation des données.

Lorsqu’il est impossible de résoudre les facteurs confusion en modifiant le plan d’étude, d’autres plans et méthodes d’échantillonnage (chapitre 9) devraient être considérés.

Haut de la Page

2.2.7 Dommages antérieurs

Quand la zone dans laquelle une mine rejette son effluent a été perturbée dans le passé par d’autres activités, il peut être difficile de départager les effets actuels de l’effluent de ceux des pratiques passées. Dans ce cas, il faudra peut-être recourir à une méthode de remplacement.

2.3 Programme général d’assurance et de contrôle de la qualité et modes opératoires normalisés

2.3.1 Assurance de la qualité et contrôle de la qualité

Chaque chapitre du présent guide contient une section traitant du programme d’assurance et de contrôle de la qualité (AQ/CQ). L’assurance de la qualité et le contrôle de la qualité forment un système documenté intégrant l’examen, la vérification et le contrôle interne de la qualité. L’objectif du programme d’AQ/CQest de veiller à ce que toutes les activités d’échantillonnage sur le terrain et d’analyse en laboratoire produisent des résultats valables sur les plans technique et scientifique.

L’assurance de la qualité est un système planifié d’opérations et de modes opératoires destiné à garantir au client le respect des normes de qualité établies. Appliquée aux analyses, l’assurance de la qualité précise la façon dont les tâches sont exécutées de manière à ce que les données satisfassent à des objectifs pré‑établis de qualité. Ces tâches englobent non seulement les analyses, mais aussi tous les aspects de la manipulation des échantillons et de la gestion des données.

L’assurance de la qualité couvre une vaste gamme de pratiques internes et externes de gestion et de pratiques techniques destinées à assurer que les données sont d’une qualité satisfaisante et correspondent à l’usage prévu. Les activités externes d’AQ comprennent la participation à des comparaisons interlaboratoire pertinentes et l’exécution de vérifications par des organismes de l’extérieur. Ces vérifications peuvent porter sur le rendement des analyses de matériaux de référence étalons ou reposer sur un examen général des pratiques fondé sur la documentation traitant de l’échantillonnage, des procédures d’analyse et d’AQ/CQ, des résultats des essais et des données justificatives. Le contrôle de la qualité (CQ) est un aspect interne de l’assurance de la qualité. Il inclut les techniques qui servent à mesurer et à évaluer la qualité des données, ainsi que les mesures correctrices à prendre lorsque les objectifs de qualité des données (OQD) ne sont pas atteints. Dans le contexte d’une étude particulière, la qualité des données ne peut être assurée que si des OQD ont été fixés. Les utilisateurs des données devraient jouer un rôle de premier plan dans l’établissement des OQD d’une étude et dans l’assurance que les limites de contrôle de la qualité d’un laboratoire correspondent à ces objectifs.

Il importe de définir les mesures de qualité des données de la même façon que les OQD afin de pouvoir comparer les deux dans l’évaluation du projet. Les OQD sont normalement établis en fonction des utilisations prévues des données (p. ex., hypothèses à vérifier, tests statistiques et incertitude totale tolérable). L’incertitude totale inclut l’imprécision (liée à l’échantillonnage, aux analyses et à l’environnement) et tout biais analytique éventuel (Taylor, 1987). Des objectifs peuvent être établis pour chaque composante, ainsi que pour l’incertitude totale, en vue de les intégrer aux plans d’AQ du projet. Il est possible d’estimer les différentes composantes de l’imprécision en utilisant les données fournies par les réplicats de terrain et de laboratoire.

Il convient de préciser dans le plan de gestion de la qualité les fonctions d’assurance de la qualité, l’identité des personnes chargées de chaque fonction d’AQ et les mesures correctrices prévues en cas de dépassement des limites de performance.

Les activités de contrôle de la qualité déterminent les limites de rendement acceptables du système de mesure et couvrent les vérifications de routine (mesures de qualité des données) visant à évaluer le degré de conformité du système aux objectifs de rendement préétablis. En général, quand le système ne fonctionne plus, l’enregistrement des données cesse, et des mesures correctives sont mises en œuvre. Des méthodes utilisant des diagrammes de contrôle des intervalles et des moyennes ont été décrites ailleurs (Ministère de l’Environnement de l’Ontario, 1984; ASTM, 1985, 1986; Dux, 1986).

Un aperçu des exigences d’AQ/CQpour les composantes particulières de l’étude des poissons (chapitre 3), de l’étude des communautés d’invertébrés benthiques (chapitre 4), du suivi de la qualité de l’eau et de l’effluent (chapitre 5) et du suivi de la qualité des sédiments (chapitre 7) est présenté dans chacun des chapitres. Les principaux sujets traités sont le contrôle de la qualité sur le terrain et en laboratoire, l’analyse des données et la production des rapports.

Haut de la Page

2.3.2 Modes opératoires normalisés

Les modes opératoires normalisés (MON) constituent un élément fondamental de tout programme d’AQ/CQ. Pour assurer le contrôle de la qualité, toutes les activités sur le terrain et en laboratoire devraient se dérouler conformément aux MON. Ceux-ci devraient contenir une description détaillée des éléments suivants :

• sur le terrain : méthodes et procédures d’échantillonnage, manipulation, étiquetage, équipement, conservation, tenue de registres et expédition des échantillons;
• en laboratoire : méthodes d’analyse et modes opératoires, manipulation et étiquetage des échantillons, équipement, mise en œuvre des systèmes d’essai, tenue de registres, etc.

Chaque MONdevrait consister en une méthode décrite en détail mise à la disposition de tous les analystes sous forme de document écrit. Les modes opératoires normalisés devraient être fondés sur des procédures élaborées par des organismes de normalisation comme Environnement Canada, l’U.S. Environmental Protection Agency, l’American Society for Testing and Material (ASTM) et l’American Public Health Association (APHA). Lorsque des méthodes n’ont pas fait l’objet d’une validation poussée, le MON devrait fournir des renvois complets à la documentation pertinente et, le cas échéant, contenir tous les éléments précisés dans le code de la Canadian Association for Laboratory Accreditation (CALA, 1991). Les données de validation internes devraient être annexées aux modes opératoires normalisés et inclure les procédures d’AQ/CQ, notamment les types d’échantillons destinés aux analyses de contrôle de la qualité et la fréquence de ces analyses, les degrés de précision et d’exactitude et les taux de récupération attendus ainsi que les limites de détection des méthodes.

Les méthodes d’analyse chimique sont en général assez bien documentées, mais ce n’est souvent pas le cas des méthodes d’échantillonnage en général et des plans d’échantillonnage en particulier. L’erreur d’échantillonnage est habituellement responsable d’une grande part, sinon de la majeure part, de l’incertitude inhérente aux mesures environnementales. L’inclusion des opérations sur le terrain dans les MON contribue à réduire cette incertitude ou, à tout le moins, à la quantifier. Tout le personnel qui participe à l’étude sur le terrain doit connaître les MON.

Une attention particulière devrait être accordée aux mesures destinées à prévenir la contamination accidentelle des échantillons et à en préserver l’intégrité. En outre, les MON devraient contenir des instructions concernant la préparation de l’équipement et fournitures d’échantillonnage ainsi que l’étalonnage de tous les instruments (p. ex., instruments de mesure).

Haut de la Page

2.4 Références

ASTM – American Society for Testing and Materials. 1985. Standard Practice for Establishing Conditions for Laboratory Sensory Evaluation of Foods and Beverages. Philadelphia (PA). ASTM E480-84.

ASTM – American Society for Testing and Materials. 1986. Physical Requirement Guidelines for Sensory Evaluation Laboratories. Philadelphia (PA). ASTM STP 913.

Bisson, P.A., et D.R. Montgomery. 1996. « Valley segments, stream reaches, and channel units », dans F.R. Hauer et G.A. Lamberti (éd.), Methods in Stream Ecology. San Diego (CA), Academic Press. Pp. 23-52.

Booth, J., D. Hay et J. Truscott. 1996. Standard Methods for Sampling Resources and Habitats in Coastal Subtidal Regions of British Columbia: Part I – Review of Mapping with Preliminary Recommendations. Rapport technique canadien des sciences halieutiques et aquatiques, no 2118, 53 pages.

Budd, W.W., P.L. Cohen, P.R. Saunders et F.R. Steiner. 1987. « Stream corridor management in the Pacific Northwest: 1. Determination of stream-corridor widths », Environmental Management, 11 : 587-597.

Busch, W.-D.N., et P.G. Sly. (éd.) 1992. The Development of an Aquatic Habitat Classification System for Lakes. Boca Raton (FL), CRC Press. 225 pages.

CALA – Canadian Association for Laboratory Accreditation (formerly CAEAL – Canadian Association of Environmental Analytical Laboratories). 1991. Code of Practice and QA Manual for Laboratory Analysis of Sewage Treatment Effluent in Support of the MISA Program. Rapport préliminaire préparé par Zenon Environmental Laboratories pour CAEAL et le ministère de l’Environnement de l’Ontario.

Conquest, L.L., S.C. Ralph et R.J. Naiman. 1994. « Implementation of large-scale stream monitoring efforts: Sampling design and data analysis issues », dans S.L. Loeb et A. Spacie (éd.), Biological Monitoring of Aquatic Systems. Boca Raton (FL), Lewis Publishers. Pp. 69‑90.

Corkum, L.D. 1989. « Patterns of benthic invertebrate assemblages in rivers of northwestern North America », Freshwater Biology, 21 : 191-205.

Corkum, L.D. 1992. « Spatial distributional patterns of macroinvertebrates along rivers within and among biomes », Hydrobiologia, 239 : 101-114.

Corkum, L.D. 1996. « Responses of chlorophyll a, organic matter and macroinvertebrates to nutrient additions in rivers flowing through agricultural and forested land », Archiv für Hydrobiologie, 136 : 391-411.

Cowardin, L.M., et F.C. Golet. 1995. « U.S. Fish and Wildlife Service 1979 wetland classification: A review », Vegetatio, 118 : 139-152.

Cowardin, L.M., V. Carter, F.C. Golet et E.T. LaRoe. 1979. Classification of Wetlands and Deepwater Habitats of theUnited States. Washington (DC), U.S. Fish and Wildlife Service. FWS/OBS-79/31.

Cupp, C.E. 1989. Valley Segment Type Classification for Forested Lands of Washington. Olympia (WA), Washington Forest Protection Association, Timber, Fish and Wildlife Ambient Monitoring Program. AM-89-001, 42 pages.

Dolman, W.B. 1990. « Classification of Texas reservoirs in relation to limnology and fish community associations », Transactions of the American Fisheries Society, 119 : 511‑520.

Dux, J.P. 1986. Handbook of Quality Assurance for Analytical Chemistry Laboratory. New York (NY), Van Nostrand Reinhold Co.

Eadie, J.M., et A. Keast. 1984. « Resource heterogeneity and fish species diversity in lakes », Canadian Journal of Zoology, 62 : 1689-1695.

Environnement Canada. 1997. Fish Population Survey Expert Working Group Final Report: Recommendations from Cycle 1 Review. Ottawa, Direction de la qualité de l'environnement et de la politique scientifique, Bureau national des ESEE. EEM/1997/6.

Environnement Canada. 2003. Guide technique révisé pour la réalisation d'études de délimitation du panache des effluents. Sur le Web : http://www.ec.gc.ca/esee-eem/D450E00E-61E4-4219-B27F-88B4117D19DC/GUIDE%20TECHNIQUE %20R%C9VIS%C9%20POUR%20LA%20R%C9ALISATION%20D.pdf.

Équipe d’examen de l’ESEE des mines de métaux. 2007. Rapport de l’Équipe d’examen de l’Étude de suivi des effets sur l’environnement des mines de métaux. Sur le Web :
http://www.ec.gc.ca/esee-eem/default.asp?lang=Fr&n=2DAFFC56-1.%20.

Finlayson, C.M., et A.G. van der Valk. 1995. « Wetland classification and inventory. A summary », Vegetatio, 118 (1-2) : 185-192.

Fischer, H.B., E.J. List, R.C.Y. Koh, J. Imberger et N.H. Brooks. 1979. Mixing in Inland and Coastal Waters. San Diego (CA), Academic Press Inc.

Foran, J., et S. Ferenc. 1999. Multiple Stressors in Ecological Risk and Impact Assessment. Pensacola (FL), SETAC Press. 100 pages.

Freeze, R.A., et J.A. Cherry. 1979. Groundwater. Englewood Cliffs (NJ), Prentice-Hall.

Frissell, C.A., W.L. Liss, C.E. Warren et M.D. Hurley. 1986. « A hierarchical framework for stream habitat classification: Viewing streams in a watershed context », Environmental Management, 10 : 199-214.

Frith, H.R., G. Seraring, P. Wainwright, H. Harper et B. Emmett. 1993. Review of Habitat Classification Systems and an Assessment of their Suitability to Coastal B.C. Sidney (C.‑B.), L.G.L. Ltd., pour Environnement Canada. Rapport non publié.

Green, R.H. 1993. « Application of repeated measures designs in environmental impact and monitoring studies », Australian Journal of Ecology, 18 : 81-98.

Hay, D.E., R.D. Waters et T.A. Boxwell (éd.) 1996. Proceedings. Marine Ecosystem Monitoring Network Workshop,Nanaimo, B.C. March 28-30. 1995. Rapport technique canadien des sciences halieutiques et aquatiques, n^o 2108, 160 pages.

Hawkins, C.P., J.L. Kershner, P.A. Bisson, M.D. Bryant, L.M. Decker, S.V. Gregory, D.A. McCullough, C.K. Overton, G.H. Reeves, et al. 1993. « A hierarchical approach to classifying stream habitat features », Fisheries, 18 : 3-12.

Hughes, R.M. 1995. « Defining acceptable biological status by comparing with reference conditions », dans W.S. Davis et T.P. Simon (éd.), Biological Assessment and Criteria: Tools for Water Resource Planning and Decision Making. Boca Raton (FL), Lewis Publishers. Pp. 31-47.

Hughes, R.M., S.A. Heiskary, W.J. Matthews et C.O. Yoder. 1994. « Use of ecoregions in biological monitoring », dans S.L. Loeb et A. Spacie, Biological Monitoring of AquaticSystems. Boca Raton (FL), Lewis Publishers. Pp. 125-149.

Hutchinson, G.E. 1957. A Treatise on Limnology.VolI. Geology, Physics, and Chemistry. New York (NY), John Wiley & Sons Inc. 1015 pages.

Kerr, S.R., et R.A. Ryder. 1988. « The applicability of fish yield indices in freshwater and marine ecosystems », Limnology and Oceanography, 33 : 973-981.

Kilgour, B.W., M.G. Dubé, K. Hedley, C.B. Portt et K.R. Munkittrick. 2007. « Aquatic environmental effects monitoring guidance for environmental assessment practitioners », Environmental Monitoring Assessment, 130 : 423-436.

Leopold, L.B. 1994. A View of the River. Cambridge (MA), Harvard University Press. 297 pages.

Leopold, L.B., G.M. Wolman et J.P. Miller. 1964. Fluvial Processes in Geomorphology. San Francisco (CA), W.H. Freeman & Co. 522 pages.

Levings, C.D., et R.M. Thom. 1994. « Habitat changes in the Georgia Basin: Implications for resource management and restoration », dans R.C.H. Wilson, R.J. Beamish, F. Aitkens et J. Bell (éd.), Review of the Marine Environment and Biota of Strait of Georgia, Puget Sound and Juan de Fuca Strait : Proceedings of the BC/Washington Symposium on the Marine Environment, Jan. 13, 14 1994. Rapport technique canadien des sciences halieutiques et aquatiques, n^o 1948. Pp. 330-351.

Marshall, T.R., et P.A. Ryan. 1987. « Abundance and community attributes of fishes relative to environmental gradients », Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences, 44 : 196-215.

Matthews, G.W.T. 1993. The Ramsar Convention: Its History and Development. Glan (CH), Ramsar Convention Bureau.

Maxwell, J.R., C.J. Edwards, M.E. Jensen, S.J. Paustian, H. Parrott et D.M. Hill. 1995. A Hierarchical Framework of Aquatic Ecological Units in North America (Nearctic Zone). St. Paul (MN), U.S. Department of Agriculture, Forest Service, North Central Forest Experimental Station. Gen. Tech. Rep. NC-176, 72 pages.

Meador, M.R., C.R. Hupp, T.F. Cuffney et M.E. Gurtz. 1993. Methods for Characterizing Stream Habitat as Part of the National Water-quality Assessment Program. Raleigh (NC), U.S. Geological Survey. Open-File Report 93-408.

Ministère de l’Environnement de l’Ontario. 1984. Principles of Control Charting. D.E. King et R.C. Ronan (éd.). Rexdale (Ont.), Ministère de l’Environnement de l’Ontario, Laboratory Services Branch. Data Quality Report Series.

Ministère des Richesses naturelles de l’Ontario. 1989. Manual of Instructions. Aquatic Habitat Inventory Surveys.Toronto (Ont.), ministère des Richesses naturelles de l’Ontario.

Montgomery, D.R., et J.M. Buffington. 1993. Channel Classification, Prediction of Channel Response, and Assessment of Channel Condition. Olympia (WA), Department of Natural Resources. Washington State Timber/Fish/Wildlife Agreement, Report TFW‑SH10-93-002.

Munkittrick, K.R., M. McMaster, G. Van Der Kraak, C. Portt, W. Gibbons, A. Farwell et M. Gray. 2000. Development of Methods for Effects-Based Cumulative Effects Assessment Using Fish Populations: Moose River Project. Pensacola (FL), SETAC Press. xviii + 236 pages.

Newbury, R.W. 1984. « Hydrological determinants of aquatic insect habitats », dans V.H. Resh et D.M. Rosenberg (éd.), The Ecology of Aquatic Insects. New York (NY), Praeger. Pp. 323-357.

Newbury, R.W., et M.N. Gaboury. 1993. Stream Analysis and Fish Habitat Design. A Field Manual. Gibson (C.-B.), Newbury Hydraulics Ltd., The Manitoba Habitat Heritage Corporation, Manitoba Fisheries Branch.

OEPA – Ohio Environmental Protection Agency. 1990. Ohio Water Resource Inventory. Columbus (OH), Ohio Environmental Protection Agency.

Omernik, J.M. 1995. « Ecoregions: A spatial framework for environmental management », dans W.S. Davis et T.P. Simon (éd.), Biological Assessment and Criteria: Tools for Water Resource Planning and Decision Making. Boca Raton (FL), Lewis Publishers. Pp. 49-62.

Orth, D.J. 1989. « Aquatic habitat measurements », dans L.A. Neilson et D.L. Johnson (éd.), Fisheries Techniques. Bethesda (MD), American Fisheries Society. Pp. 61-84.

Pêches et Océans Canada. 1990. Coastal/Estuarine Habitat Description and Assessment Manual. Part II. Habitat Description Procedures. Coquitlam (C.-B.), préparé par G.L. Williams and Associates Ltd.

Pêches et Océans Canada et ministère de l’Environnement et des Parcs de la Colombie-Britannique. 1987. Fish Habitat Inventory and Information Program: Stream Survey Field Guide.

Peterjohn, W.T., et D.L. Correll. 1984. « Nutrient dynamics in an agricultural watershed: Observation on the role of a riparian forest », Ecology, 65 : 1466-1475.

Plafkin, J.L., M.T. Barbour, K.D. Porter, S.K. Gross et R.M. Hughs. 1989. Rapid Bioassessment Protocols for Use in Streams and Rivers: Benthic Macroinvertebrates and Fish. Washington (DC), U.S. Environmental Protection Agency. EPA/444/4-89-001.

Reynoldson, T.D., et D.M. Rosenberg. 1996. « Sampling strategies and practical considerations in building reference data bases for the prediction of invertebrate community structure », dans R.C. Bailey, R.H. Norris et T.B. Reynoldson (éd.), Study Design and Data Analysis in Benthic Macroinvertebrate Assessments of Freshwater Ecosystems Using a Reference Site Approach. Technical Information Workshop North American Benthological Society, 44th Annual Meeting, Kalispell, Montana. Pp. 1‑31.

Robinson, C.L.K., et C.D. Levings. 1995. An Overview of Habitat Classification Systems, Ecological Models and Geographic Information Systems Applied to Shallow Foreshore Marine Habitats. Rapport manuscrit canadien des sciences halieutiques et aquatiques, n^o 2322, 65 pages.

Robinson, C.L.K., D.E. Hay, J. Booth et J. Truscott. 1996. Standard Methods for Sampling Resources and Habitats in Coastal Subtidal Regions of British Columbia: Part 2 – Review of Sampling with Preliminary Recommendations. Rapport technique canadien des sciences halieutiques et aquatiques, n^o 2119. 119 pages.

Ryder, R.A. 1965. « A method for estimating the potential fish production of north temperate lakes », Transactions of the American Fisheries Society,94 : 214-218.

Scott, D.A., et T.A. Jones. 1995. « Classification and inventory of wetlands », Vegetatio, 118 : 1-16.

Simon, T.P. 1991. Development of Biotic Integrity Expectations for the Ecoregions of Indiana. I. Central Corn Belt Plain. Chicago (IL), U.S. Environmental Protection Agency, Region V, Environmental Sciences Division, Monitoring and Quality Assurance Branch, Ambient Monitoring Section. EPA 905/9-91/025.

Snelgrove, R.V.R., et C.A. Butman. 1994. « Animal sediment relationships revisited: Cause versus effect », Oceanography and Marine Biology Annual Review, 32 : 111-178.

Strahler, A.N. 1957. « Quantitative analysis of watershed geomorphology », Transactions – American Geophysical Union, 38 : 913-920.

Taylor, J.K. 1987. Quality Assurance of Chemical Measurements. Chelsea (MI), Lewis Publishers Inc.

Thorson, G. 1957. « Bottom communities (sublittoral or shallow shelf) », dans J.W. Hedgpeth (éd.), Treatise on Marine Ecology and Paleoecology, Vol. 1. Memoirs of the Geological Society of America 67. Pp. 461-534.

Underwood, A.J. 1994. « On beyond BACI: Sampling designs that might reliably detect environmental disturbances », Ecological Applications, 4 (1) : 3-15.

Underwood, A.J. 1997. Experiments in Ecology: Their Logical Design and Interpretation Using Analysis of Variance.Cambridge (UK), Cambridge University Press. 504 pages.

Wetzel, R.G. 1975. Limnology. Philadelphia (PA), W.B. Saunders Co. 743 pages.

Wickware, G.M., et C.D.A. Rubec. 1989. Écorégions de l’Ontario. Série de la classification écologique du territoire, n 26. Ottawa (Ont.), Environnement Canada.

Wiken, E.B. 1986. Écozones terrestres du Canada. Série de la classification écologique du territoire, n 19. Ottawa (Ont.), Environnement Canada.

Winter, W.T. 1977. « Classification of hydrological settings of lakes in the north-central United States », Water Resources Research, 134 : 753-767.

Winter, W.T., et M.K. Woo. 1990. « Hydrology of lakes and wetlands », dans M.G. Wolman et H.C. Riggs (éd.), Surface Water Hydrology. Boulder (CO), The Geological Society of America. Pp. 159-187.

Yoder, C.O. 1989. « The development and use of biological criteria for Ohio surface waters », dans Water Quality Standards for the 21st Century. Washington (DC), U.S. Environmental Protection Agency, Office of Water. Pp. 139-146.

Yoder, C.O. 1991. « Answering some concerns about biological criteria based on experiences in Ohio », dans Water Quality Standards for the 21st Century. Washington (DC), U.S. Environmental Protection Agency, Office of Water. Pp. 95-104.

Young, R.A., T. Huntrods et W. Anderson. 1980. « Effectiveness of vegetated buffer strips in controlling pollution from feedlot runoff », Journal of Environmental Quality, 9 : 483‑497.

Tableau

Le tableau 2-1 présente les renseignements relatifs à la caractérisation du site qui doivent figurer dans un plan d’étude d’ESEE. Les principaux types de renseignements comprennent les caractéristiques générales, l’hydrologie, les influences anthropiques, les caractéristiques des ressources aquatiques et les systèmes et pratiques de protection de l’environnement. Chacun des types de renseignements est accompagné d’une liste de renseignements qu’il est recommandé de déclarer.

Retour au tableau