Troisième évaluation nationale

Troisième évaluation nationale des renseignements sur le suivi des effets sur l'environnement des mines de métaux visées par le Règlement sur les effluents des mines de métaux

Résumé

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Au Canada, le Règlement sur les effluents des mines de métaux (REMM), pris en vertu de la Loi sur les pêches, impose aux propriétaires des mines de métaux d’effectuer des études de suivi des effets sur l’environnement (ESEE) pour évaluer les effets possibles du rejet de leur effluent sur l’environnement aquatique, en contrepartie de l’autorisation de rejeter un tel effluent. Les résultats des ESEE réalisées par les mines réglementées sont une source importante d’information pour évaluer la pertinence de la réglementation visant la protection de l’environnement aquatique. Bien que le secteur des mines de métaux respecte à plus de 95 % les limites prescrites (Environnement Canada 2015), une décennie de résultats des ESEE démontre des impacts sur les poissons et leur habitat en aval des mines, mais les effluents n’ont que rarement un impact sur la consommation humaine des ressources halieutiques.

Selon le REMM, un « effet » est l’écart statistique entre les données recueillies dans une zone exposée à l’effluent d’une mine et celles recueillies dans une zone de référence similaire non exposée à un tel effluent. La présence ou l’absence d’un effet est considérée « confirmée » lorsqu’un type similaire d’effet ou l’absence d’effet a été observé par deux études consécutives.

Quatre-vingt-deux mines ont réalisé au moins deux études consécutives pour évaluer les effets de leur effluent. De celles-là, 62 (76 %) ont confirmé la présence d’effets sur les poissons, leur habitat ou les deux. De ces dernières, 57 (92 %) ont observé au moins un effet dont l’ampleur pourrait indiquer un risque pour l’environnement plus élevé. Une mine a confirmé l’absence d’effet sur les poissons, leur habitat et l’utilisation des ressources halieutiques. La présence ou l’absence d’effets reste non confirmée pour 29 mines (23 %) ayant réalisé deux études ou plus, à cause de la variation des résultats de ces études (un effet observé dans une étude, mais aucun effet similaire observé dans une deuxième).

Les types d’effets identifiés lors de la présente troisième évaluation nationale étaient similaires à ceux identifiés lors des précédentes évaluations nationales. Les poissons dans la zone exposée étaient plus minces ou plus gras, plus jeunes ou plus vieux et avaient des gonades ou un foie plus petits ou plus gros que les poissons dans la zone de référence. Dans les habitats des poissons exposés aux effluents, on a observé un changement dans la structure des communautés d’invertébrés benthiques, une hausse ou une baisse du nombre d’individus, et une baisse au nombre d’espèces représentées.

Si la présence d’un effet était confirmée, les mines devaient échantillonner des lieux supplémentaires de la zone exposée pour évaluer l’ampleur et l’étendue géographique de ces effets. La plupart des mines (25/29 ou 86 %) qui ont évalué l’ampleur et l’étendue des effets confirmés ont aussi observé un ou plusieurs de ces mêmes effets à une plus grande distance du point de rejet. Jusqu’à maintenant, 77 % (20/26) des études visant à déterminer les causes des effets ont montré que les effluents d’activités minières en cours causaient ces effets ou y contribuaient. Les substances d’ effluent associées aux effets sont les ions principaux, les métaux, l’azote, les solides en suspension totaux, le phosphore et le sélénium.

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Sommaire

Le Règlement sur les effluents des mines de métaux(REMM) est entré en vigueur en 2002 en vertu de la Loi sur les Pêches. Il précise les limites au point de rejet (décharge) de certaines substances, et fixe une norme nationale visant la protection des poissons, de l’habitat des poissons et l’utilisation des ressources halieutiques. Les effluents des mines de métaux sont conformes à plus de 95 % aux limites prescrites et satisfont à l’exigence de ne pas avoir une létalité aiguë pour la truite arc-en-ciel (Environnement Canada 2015). Au-delà de leur obligation du respect des limites au point de rejet, le REMM impose aux mines canadiennes visées de réaliser des études de suivi des effets sur l’environnement (ESEE) sur les effets potentiels de l’effluent minier sur l’environnement aquatique. Les informations obtenues grâce aux ESEE contribuent à l’évaluation de l’efficacité du Règlement pour la protection de l’environnement aquatique et des technologies, pratiques et programmes actuels et futurs de prévention et de contrôle de la pollution du secteur minier. L’objectif du présent rapport est de présenter les principales conclusions des ESEE réalisées par les propriétaires des mines à travers le Canada.

Les ESEE imposées par le REMM consistent en des études de suivi biologique et de la qualité des effluents et de l’eau. Les études biologiques sont effectuées sur trois composantes : les populations de poissons, l’habitat des poissons (représenté par la communauté des invertébrés benthiques) et l’utilisation humaine des ressources halieutiques (représentée par la concentration de mercure dans les tissus des poissons). Les études de suivi de la qualité de l’effluent et de l’eau, consistant en une caractérisation chimique de l’effluent final, des essais de toxicité sublétale et une surveillance de la qualité de l’eau dans l’environnement, contribuent à l’évaluation de la qualité de l’effluent et des conditions de l’environnement aquatique dans chacun des sites miniers. Le présent rapport est centré sur les composantes biologiques des ESEE afin de fournir une évaluation à l’échelle nationale des effets potentiels des effluents des mines de métaux sur les environnements aquatiques.

Le troisième rapport d’évaluation national résume les études de suivi biologique entreprises pour évaluer la présence ou l’absence d’effets, soumises à Environnement et Changement climatique Canada avant le 1^er octobre 2013. Il résume également les études de suivi biologique entreprises pour connaître l’ampleur, l’étendue géographique et la cause des effets observés, soumises avant juin 2014. Les résultats des études sur la toxicité sublétale et la caractérisation de l’effluent effectuées entre 2003 et 2012 sont aussi résumés afin de fournir des renseignements complémentaires.

Le REMM définit un « effet » comme l’écart statistique entre les données recueillies dans les zones exposées à l’effluent minier et celles recueillies dans une zone de référence similaire non exposée à l’effluent. Cinq indicateurs d’effets sont associés à la composante « population de poissons », quatre à la composante « habitat des poissons » et un à l’« utilisation des ressources halieutiques ». On estime que la présence ou l’absence d’un effet est « confirmée » lorsqu’un type similaire d’effet ou l’absence d’effet a été observé lors de deux études consécutives. Si des effets sont détectés lors d’une étude et que, lors d’une deuxième étude, on observe des effets différents ou l’absence d’effet, la présence ou l’absence d’effets sera déclarée « non confirmée » et l’on devra effectuer des études supplémentaires pour obtenir une confirmation.

Bien que le secteur des mines de métaux respecte dans plus de 95 % des cas les limites de rejet prescrites, les résultats d’une décennie d’ESEE ont mis en évidence des impacts sur les poissons et leur habitat en aval des mines de métaux, mais les effluents n’ont que rarement un impact sur la consommation humaines des poissons.

La plupart des mines (62/82 ou 76 %) qui ont réalisé deux études consécutives visant à évaluer des effets ont confirmé au moins un effet, et 52 % (32/62) de ces mines ont confirmé des effets à la fois sur les poissons et leur habitat. Une mine a confirmé l’absence d’effets sur les poissons, leur habitat et l’utilisation des ressources halieutiques. Pour presque toutes les mines (57/62 ou 92 %) dont les effets ont été confirmés ont relevé au moins un effet dont l’ampleur pourrait être indicative d’un risque plus élevé pour l’environnement^{Note de bas de page 1}.

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Dans le cas des poissons, le changement (hausse ou baisse) du rapport entre le poids et la longueur du corps, appelé « condition », est l’effet le plus fréquemment observé, mais des changements ayant trait à la survie, à la croissance, à la reproduction ou à la taille relative du foie ont aussi été observés. Les indicateurs de survie, de croissance et de taille du foie ont souvent été plus importants dans la zone exposée à l’effluent, alors que les indicateurs de condition et de reproduction étaient souvent moindres.

Dans le cas de l’habitat des poissons, l’effet le plus courant était le changement dans la structure des communautés d’invertébrés benthiques (mesurée grâce à un indice de similitude), suivi par la baisse du nombre d’espèces présentes (soit la richesse taxonomique). Les changements du nombre total d’individus (augmentation ou diminution de la densité) et les changements du nombre d’individus de chaque espèce (mesurés grâce à un indice de régularité) étaient moins communs. Le nombre de mines où était observée une densité accrue dans la zone exposée à leur effluent était plus élevé que celui des mines où une baisse de densité a été relevée.. Les effets causaient aussi souvent des hausses que des baisses au nombre d’individus de chaque espèce dans la zone exposée.

Les études de suivi réalisées pour évaluer l’impact des effluents des mines de métaux sur la concentration de mercure dans les tissus des poissons (utilisation des ressources halieutiques) n’ont pas établi de liens entre l’effluent des mines de métaux et une teneur élevée en mercure dans les tissus des poissons.

Les résultats des ESEE indiquent que la toxicité sublétale (TSL) globale des effluents miniers est demeurée stable pendant la première décennie d’application du REMM. Les résultats des essais de TSL ont montré que l’effluent des mines de métaux avait l’effet le plus important sur la reproduction des invertébrés et la croissance des plantes aquatiques et le moins d’effet sur la croissance larvaire des poissons. Certains essais de TSL ont indiqué que les effluents miniers stimulaient la croissance des plantes et des algues.

Si l’existence d’effets était confirmée, les mines devaient réaliser un échantillonnage à des endroits supplémentaires à l’intérieur de la zone exposée afin d’évaluer l’ampleur et l’étendue géographique desdits effets confirmés. La plupart des mines (25/29 or 86 %) ayant évalué l’ampleur et l’étendue géographique d’effets confirmés dans la zone exposée proche du point de rejet de l’effluent (la zone proche) ont noté un ou plusieurs des mêmes effets dans la zone exposée plus éloignée de l’exutoire (zone éloignée). La moitié des mines (14/25 ou 56 %) qui ont évalué l’ampleur et l’étendue géographique de plusieurs effets confirmés ont observé les mêmes effets multiples dans la zone éloignée. Dans plus de 50 % des cas, les effets sur les poissons détectés dans d’autres lieux était moindres que ceux observés près du point de rejet. L’ampleur des effets sur l’habitat des poissons était surtout indicative d’un risque plus élevé pour l’environnement, à la fois à proximité du point de rejet et dans les autres lieux de la zone exposée. La distance entre ces autres lieux d’exposition et le point de rejet n’avait pas d’influence sur l’occurrence ou l’ampleur des mêmes effets.

Une fois l’ampleur et l’étendue géographique d’effets confirmés déterminées, les mines sont tenues d’effectuer une étude de suivi biologique pour établir les causes de ces effets confirmés. Trente-cinq mines ont recherché les causes de ces effets. Deux catégories générales d’effets ont été étudiées : les effets inhibiteurs causés directement par la toxicité ou l’altération de l’habitat ou indirectement par la limitation alimentaire ou les substances toxiques contenues dans les proies; et les effets stimulants pouvant être causés par l’eutrophisation due à l’ajout de nutriments dans l’environnement. Environ la moitié des mines ayant recherché des causes ont principalement étudié les effets surtout inhibiteurs, et les autres ont principalement étudié les effets stimulants ou une combinaison d’effets inhibiteurs et d’effets stimulants. Certaines mines ont terminé leurs recherches des causes, alors que d’autres n’ont terminé que la première partie d’une étude en deux parties.

Des 26 mines qui ont recherché les causes, 77 % (20/26) ont déterminé que l’effluent minier actuel était la cause primaire ou probable contribuant aux effets observés. Deux mines ont établi que les substances liées à l’exploitation étaient une cause, mais n’ont pas indiqué si l’effluent actuel de la mine en était la source. Quatre mines ont signalé que les effets découlaient de facteurs non liés à la mine. La présence dans l’effluent des ions principaux et du phosphore tendait à être associée à des effets stimulants, alors que celle des métaux, du sélénium et des solides en suspension totaux était le plus souvent liée à des effets inhibiteurs. Les composés azotés dans l’effluent étaient associés à la fois aux effets stimulants et aux effets inhibiteurs.

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1.0 Introduction

Le Règlement sur les effluents des mines de métaux (REMM) est entré en vigueur en 2002, en vertu de la Loi sur les Pêches. Ce règlement stipule des limites pour le pH et les teneurs en arsenic, en cuivre, en cyanure, en plomb, en nickel, en zinc, en radium 226 et en solides en suspension totaux des rejets. Il exige aussi que l’effluent ne cause pas une létalité aiguë pour la truite arc-en-ciel. Ces limites au point de rejet constituent une norme nationale ayant pour objet la protection des poissons, de leur habitat et de l’utilisation des ressources halieutiques. Le secteur des mines de métaux respecte dans plus de 95 % des cas ces limites prescrites pour les rejets et satisfait à l’exigence que l’effluent ne cause pas de létalité aigüe à la truite arc-en-ciel (Environnement Canada 2015).

En plus de devoir se conformer aux limites au point de rejet, les mines de métaux canadiennes astreintes au REMM (Annexe A, figure A1) doivent, pour être autorisées à rejeter un effluent, réaliser des ESEE (études de suivi des effets sur l’environnement) sur les effets potentiels des effluents des mines de métaux sur les poissons, leur habitat et l’utilisation des ressources halieutiques. L’information obtenue lors des ESEE contribue à l’évaluation de l’efficacité du Règlement sur le plan de la protection de l’environnement aquatique ainsi que des technologies, des pratiques et des programmes actuels et futurs pour la prévention et le contrôle de la pollution par le secteur minier. Le présent rapport a pour objectif de présenter les principales conclusions des ESEE réalisées par des mines de métaux à travers le Canada.

Le REMM définit le terme « effet » comme l’écart statistique entre les données recueillies dans une zone exposée à l’effluent et celles recueillies dans une zone de référence similaire. On entend par « zone exposée », tout habitat de poisson et eaux fréquentées par les poissons qui est exposé à un effluent minier. On entend par « zone de référence », des eaux fréquentées par les poissons qui ne sont pas exposées à l’effluent minier et qui renferment un habitat pour les poissons qui, dans la mesure du possible, est le plus similaire à celui de la zone exposée. La présence ou l’absence d’un effet est considérée « confirmée » lorsqu’un type similaire d’effet ou l’absence d’effet a été observé lors de deux études consécutives.

Les études de suivi des effets sur l’environnement imposées par le REMM consistent en des études de suivi de la qualité de l’effluent et de l’eau et de suivi biologique. Les études de suivi biologique faites pour évaluer les effets potentiels de l’effluent minier sont réalisées sur les composantes suivantes de l’environnement aquatique récepteur :

• les populations de poissons pour évaluer les effets sur la santé des poissons;
• la communauté des invertébrés benthiques pour évaluer les effets sur l’habitat du poisson;
• les tissus des poissons pour évaluer les effets sur l’utilisation des ressources halieutiques lorsque les conditions précisées dans le REMM sont satisfaites.

Les études de suivi biologique sur les effets observés sont réalisées pour :

• évaluer l’ampleur des effets et leur étendue géographique;
• en déterminer les causes.

Les ESEE de type biologique réalisées en vertu du REMM constituent un processus itératif d’étapes de suivi et d’interprétation réalisées avec une périodicité entre trois et six ans, selon les conditions précisées par le règlement. Le type et la fréquence des études sont déterminés par les résultats des études précédentes. Les études initiales de suivi biologique sont entreprises pour évaluer et confirmer l’existence ou non d’effets. Lorsque les effets sont confirmés, les mines doivent déterminer leur ampleur et leur étendue géographique, puis en rechercher les causes. Si l’absence d’effet sur la communauté des invertébrés benthiques, la population de poissons et les tissus des poissons (si nécessaire) est confirmée, la fréquence du suivi biologique peut être réduite. Pour aider les mines à satisfaire aux exigences réglementaires sur les ESEE, Environnement et Changement climatique Canada (ECCC) a élaboré des directives techniques sur tous les aspects des ESEE, notamment sur la conception de l’étude, l’analyse de données et leur interprétation (Environnement Canada 2012a).

Des indicateurs spécifiques sont mesurés pour évaluer la présence ou l’absence d’effets sur la population de poissons (Annexe B, tableau B1) et la communauté des invertébrés benthiques (Annexe B, tableau B2). Les résultats de ces évaluations déterminent les besoins d’études de suivi à venir et contribuent à la compréhension de l’impact que l’effluent de la mine de métaux pourrait avoir sur les environnements aquatiques récepteurs. L’ampleur des effets observés est utilisée comme outil non réglementaire de gestion permettant de concentrer les efforts des études vers les plus grands risques pour l’environnement. Un seuil critique d’effet (SCE) est une limite au-dessus de laquelle un effet pourrait être indicatif d’un risque plus élevé pour l’environnement.  Les seuils critiques d’effet pour les indicateurs ayant trait aux populations de poissons et aux communautés d’invertébrés benthiques ont été établis en premier pour le secteur des pâtes et papiers, après que des ESEE eussent montré que la plupart des usines avaient signalé un effet pour au moins l’un de ces indicateurs. Une fois validés (Munkittrick et al. 2009), ces SCE (Annexe B, tableau B3) ont été adoptés par le secteur des mines de métaux.

Les études de suivi de la qualité des effluents et de l’eau, consistant dela caractérisation chimique et des essais de toxicité sublétale (TSL) sur l’effluent final et en un suivi de la qualité de l’eau dans l’environnement, contribuent à l’évaluation de la qualité de l’effluent et des conditions de l’environnement aquatique sur chaque site minier.

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2.0 Méthodes

2.1 Études résumées dans le Rapport sur la troisième évaluation nationale

Ce rapport est centré sur les composantes biologiques des études de suivi des effets sur l'environnement (ESEE) dans le but de faire une évaluation à l’échelle du Canada des effets des effluents des mines de métaux sur les populations de poissons, leurs habitats et l’utilisation des ressources halieutiques. Nous y résumons les résultats de toutes les études de suivi biologique entreprises pour évaluer la présence ou l’absence d’effets soumises à Environnement et Changement climatique Canada (ECCC) avant le 1^er octobre 2013. De plus, nous y résumons aussi les études de suivi biologique sur l’ampleur, l’étendue géographique et la cause des effets observés soumises avant juin 2014. Les résultats des études sur la toxicité sublétale (TSL) et caractérisation de l’effluent menées entre 2003 et 2012 sont aussi résumés en soutien aux suivis biologiques.

Avant le 1^er octobre 2013, 121 mines de métaux au Canada avaient réalisé des études de suivi biologique, le nombre d’études réalisées par une mine dépendant du moment où le REMM est entré en vigueur pour cette mine. Parmi les 121 mines qui ont effectué des études :

• 36 mines ont réalisé une étude;
• 25 mines ont réalisé deux études;
• 43 mines ont réalisé trois études;
• 17 mines ont réalisé quatre études.

Des mines actuellement reconnues fermées font partie des 121 mines ayant réalisé des études. Six des 121 mines n’ont pas pu obtenir les données nécessaires pour évaluer les effets sur les composantes « population de poissons » ou « habitat des poissons » et certaines des 115 mines restantes n’ont pas pu obtenir les données nécessaires pour évaluer les effets sur ces deux composantes. Le motif le plus fréquent de l’échec des études sur les populations est la capture d’un nombre insuffisant de poissons, alors que les différences d’habitats entre les zones de référence et les zones exposées constituaient le motif le plus répandu de l’échec des études sur l’habitat des poissons. Dans le tableau B4 (Annexe B), nous donnons un aperçu du nombre et du type d’études biologiques réalisées par les mines de métaux depuis l’entrée en vigueur du Règlement. Les études entamées qui ont échoué sont indiquées dans le tableau B4, mais ne sont pas prises en compte dans la partie du présent rapport portant sur les résultats.

Deux mines ont déplacé le point de rejet final de leur effluent après avoir réalisé une ou deux ESEE. Les résultats des ESEE réalisées avant ce changement de lieu de rejet n’ont donc pas été pris en compte pour le présent rapport. De même, nous n’avons pas retenu les résultats de l’ESEE d’une mine réalisée avant une importante modification à son système de traitement de l’eau.

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2.2 Méthodes générales de compilation des résultats des études sur les poissons et sur leur habitat

Les spécialistes d’ECCC ont étudié les rapports sur les ESEE de suivi biologique soumis à ECCC par les mines afin de s’assurer que toutes les exigences réglementaires avaient été satisfaites et que les études avaient été réalisées conformément aux normes généralement acceptées de bonne pratique scientifique. Les rapports d’études contenaient les données brutes, l’analyse et l’interprétation de ces données et des conclusions. Une partie des données brutes a aussi été soumise en format électronique à ECCC. Pour obtenir une vérification supplémentaire des résultats, les spécialistes d’ECCC ont analysé les données brutes sur les indicateurs ichtyologiques et benthiques à l’aide d’un outil d’évaluation statistique (Statistical Assessment Tool, SAT^{Note de bas de page 2}) mis au point par ECCC (Booty et al. 2009). Le SAT a servi à calculer l’ampleur et la signification statistique des écarts entre les données en zone d’exposition et les données en zone de référence pour les cinq indicateurs d’effets ichtyologiques et les quatre indicateurs d’effets benthiques quand l’étude de suivi biologique avait été faite avec le modèle témoin-exposition^{Note de bas de page 3} et que l’étude sur les poissons était basée sur des méthodes létales pour obtenir les données. Pour tenir compte de facteurs spécifiques au site qui ne sont pas discernables dans les données brutes, les résultats de l’analyse SAT ont été comparés à ceux du rapport de l’étude produit par la mine. S’il survenait des divergences qui ne pouvaient pas s’expliquer par des erreurs de calcul, nous avons utilisé le rapport de l’étude produit par la mine pour la compilation. Entre 50 et 70 % des études ont été réalisées en utilisant des méthodes létales avec une conception d’échantillonnage témoin-impact et, donc, elles ont été analysées avec le SAT. Dans le cas des études basées sur d’autres conceptions d’échantillonnage^{Note de bas de page 4}, nous avons utilisé les résultats du rapport sur l’étude produit par la mine pour le processus de compilation.

Nous avons caractérisé les effets observés (ou l’absence d’effet) en fonction de leur occurrence, de leur ampleur et de leur type. Les catégories d’effets, du risque potentiel le plus grand pour l’environnement au risque potentiel le moins grand sont :

• effet ou effet confirmé^{Note de bas de page 5} égal ou supérieur au seuil critique d'effet (SCE)
• effet ou effet confirmé^{Note de bas de page 6} inférieur au SCE
• effet non confirmé^{Note de bas de page 7}
• absence ou absence confirmée^{Note de bas de page 8} d’effet.

La catégorie d’effet pour une composante entière (poissons ou habitat des poissons) a été déterminée selon l’effet posant le risque potentiel le plus élevé pour cette composante. Pour chaque mine, la catégorie d’effet globale a été déterminée selon la composante montrant le risque potentiel le plus élevé. Les résultats sont présentés mine par mine dans le tableau C1 de l’Annexe C.

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2.3 Analyse comparative des méthodes de test de signification de l’indice de Bray-Curtis

Les mines ont utilisé l’indice de Bray-Curtis (IBC) pour évaluer la similitude de la structure des communautés des invertébrés benthiques. Une étude réalisée pour ECCC en 2013 par Borcard et Legendre a déterminé que la méthode décrite dans le guide technique des ESEE (Environnement Canada 2012a) pour le calcul de la signification statistique des écarts observés entre les données sur l’indice de Bray-Curtis pour les zones exposées et les zones de référence a une probabilité plus élevée que celle recommandée de donner un résultat faux positif (indiquant la présence d’un effet alors qu’aucun n’existe). Borcard et Legendre ont suggéré une méthode révisée pour tester la signification des écarts dans les données de l’indice de Bray-Curtis. ECCC recommandera à l’avenir l’emploi de cette méthode révisée dans ses directives techniques pour les ESEE

Pour la présente troisième évaluation, les données sur la présence ou l’absence d’effets sur la structure des communautés d’invertébrés benthiques (indice de Bray-Curtis) ont été obtenues en utilisant la méthode existante. Pour quantifier l’occurrence de faux positifs, ECCC a réalisé une étude comparative des résultats obtenus avec les deux méthodes à partir des mêmes données. Pour cette étude comparative, nous avons choisi les mines ayant un effet confirmé pour l’indice de Bray-Curtis et pour lesquelles un faux positif influencerait la prise de décision relative au type d’études de suivi biologique qui devront être réalisées. Deux groupes de mines ont été choisis. Le premier est composé de sept mines pour lesquelles un effet sur l’indice de Bray-Curtis a été confirmé, mais qui ne présentent aucun effet confirmé pour les autres indicateurs sur l’habitat du poisson ou les indicateurs ichtyologiques. Le deuxième comporte douze mines pour lesquelles un effet sur l’indice est confirmé et aucun effet n’a été confirmé sur les autres indicateurs pour l’habitat des poissons, mais pour lesquelles des effets ont été confirmés sur au moins un indicateur ichtyologique.

Nous avons utilisé les données de 38 études pour comparer les résultats de ces 19 mines. Pour chacune de ces 38 études, la signification statistique de l’écart entre les indices de Bray-Curtis pour les zones exposées et les zones de référence a été recalculée en suivant la méthode révisée. Pour toutes les 38 études, la méthode révisée a indiqué qu’il existait encore un écart statistiquement significatif (un effet) entre les indices de Bray-Curtis des zones exposées et des zones de référence. L’accord des résultats obtenus par les méthodes existantes et révisées est conforme à la prédiction de Borcard et Legendre (2013) qu’il n’y aurait que de légères différences entre les conclusions des deux méthodes. Ce résultat indique, pour les mines utilisées pour l’analyse comparative, aucune observation d’effet faussement positif découlant de l’emploi de la méthode en vigueur. On peut donc utiliser avec assurance l’indice de Bray-Curtis de chacune des 38 études pour la compilation globale des effets observés. Nous n’avons pas réalisé d’analyses comparatives sur les indices de Bray-Curtis calculés par les autres mines puisque, lors de toutes les autres études, les effets ont aussi été observés pour d’autres indicateurs des habitats des poissons. L’élimination d’un faux effet suggéré par l’indice dans ces études n’aurait donc eu aucune incidence sur les décisions faites sur le type d’études de suivi biologique nécessaires à l’avenir.

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3.0 Présence ou absence d’effets

3.1 Effets globaux

Des 82 mines qui ont réalisé au moins deux études de suivi biologique pour évaluer les effets sur les poissons et/ou leur habitat, 62 (76 %) ont confirmé la présence d’au moins un effet (figure 1), et environ la moitié (32/62 ou 52 %) de ces dernières a confirmé des effets à la fois sur les poissons et sur leur habitat. Pour 92 % (57/62) des mines présentant des effets confirmés, on a relevé qu’au moins un effet était égal ou supérieur au seuil critique d'effet (SCE). Ce nombre comprend 45 mines pour lesquelles l’effet était égal ou supérieur au SCE lors de deux études consécutives réalisées et douze mines pour lesquelles l’effet était égal ou supérieur au SCE lors d’une étude et inférieur lors d’une autre étude consécutive. Des résultats variables entre des études consécutives ont été observés pour 23 % (19/82) des mines, conduisant à des effets non confirmés. Une mine a confirmé l’absence d’effet sur les poissons, leur habitat et l’utilisation des ressources halieutiques.

Parmi les 33 mines pour lesquelles une seule étude de suivi biologique sur les composantes ichtyologiques et de l’habitat des poissons a été réalisée, 31 ont observé des effets et 25 ont observé au moins un effet égal ou supérieur au SCE. Deux mines ont relevé l’absence d’effets sur tous les indicateurs pour les poissons et leur habitat (communauté des invertébrés benthique) qui avaient été évalués correctement (figure 2).

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3.2 Effets sur les poissons

Les indicateurs utilisés pour évaluer les effets sur les poissons sont la croissance, la reproduction, la condition, la taille relative du foie et la survie. Soixante-six mines ont réalisé au moins deux études pour évaluer les effets de leurs activités sur la population de poissons, et 66 % (44/66) de ces mines ont confirmé la présence d’un effet pour au moins un indicateur ichtyologique (figure 3). De ces dernières, 64 % (28/44) ont détecté au moins un effet dont l’intensité égalait ou dépassait le SCE. Ce nombre inclut dix-neuf mines ayant mis en évidence des effets égaux ou supérieurs au SCE lors de deux études, et neuf mines ayant mis en évidence des effets égaux ou supérieurs au SCE lors d’une étude et des effets inférieurs au SCE lors de l’étude de confirmation des effets. Des effets non confirmés ont été observés pour 29 % (19/66) des mines. Trois (5 %) mines ont confirmé l’absence d’effet sur tous les indicateurs ichtyologiques.

La figure 4 représente les catégories d’effets pour chaque indicateur des populations de poissons pour les 66 mines ayant effectué au moins deux études ichtyologiques. C’est pour la catégorie absence d’effet confirmé que l’on trouve le plus faible nombre de mines, suivi par les catégories effets confirmés et effets non confirmés. La proportion de mines ayant mis en évidence des effets non confirmés pour un indicateur particulier se situait entre 47 et 57 %. Des 44 mines ayant observé des effets confirmés, 36 % ont confirmé des effets pour un indicateur, 30 % pour deux indicateurs, 13,5 % pour trois indicateurs, 16 % pour quatre indicateurs et 4,5 % pour tous les indicateurs. On devrait toutefois noter que certaines études n’ont pas colligé suffisamment de données pour évaluer tous les indicateurs.

Pour les indicateurs de survie, de croissance et de condition, le nombre de mines présentant des effets confirmés inférieurs au SCE était similaire au nombre de mines ayant des effets confirmés égaux ou supérieurs au SCE. Les effets confirmés sur la reproduction et la taille relative du foie étaient plus souvent égaux ou supérieurs aux SCE. Selon l’indicateur, entre 55 et 60 % des mines qui ont rapporté des effets confirmés, la survie, la croissance, et la taille du foie étaient plus élevés et les indices de reproduction et de condition étaient faibles dans les zones exposées par rapport aux zones de référence.

Note : Certaines études n’ont pas permis de recueillir assez de données pour évaluer tous les indicateurs. Les effets ont été dénotés « > » si l’indicateur était plus élevé dans la zone exposée que dans la zone de référence et « < » si l’indicateur était plus petit dans la zone exposée que dans la zone de référence. La catégorie « effet confirmé inférieur au SCE » comprend les mines dont l’ampleur des effets confirmés par rapport au SCE est inconnue (5 pour la survie, 7 pour la croissance et 3 pour la condition). La catégorie « effet confirmé égal ou supérieur au SCE » comprend les mines ayant des effets confirmés d’une ampleur variable entre les études (5 pour la survie, 2 pour la croissance, 9 pour la reproduction, 6 pour la condition et 5 sur la taille relative du foie).

Au total, 39 mines ont réalisé une seule étude pour évaluer les effets sur la population de poissons. Des effets ont été observés pour 95 % de ces mines, et dans la moitié de ces cas au moins un effet égal ou supérieur au SCE a été observé (figure 5). Une mine n’a relevé aucune différence statistiquement significative entre les sites exposés ou les sites de référence (situation qualifiée d’absence d’effet) pour tous les indicateurs de population de poissons. L’absence d’effet sur la survie et la condition a été observée pour une autre mine, mais l’effet sur la croissance, la reproduction et la taille relative du foie n’a pas pu être évalué à partir des données recueillies.

La figure 6 présente les catégories d’effets pour chaque indicateur de la population de poissons pour les 39 mines ayant effectué une seule étude de ce genre. La proportion de mines qui ont signalé des effets sur la survie ou la reproduction était respectivement de 54 % et 48 %. Cette proportion variait de 70 % à 75 % pour les indicateurs de croissance, de la taille relative du foie et de la condition. Pour tous les indicateurs, les mines ont plus fréquemment rapporté des effets inférieurs au SCE que des effets égaux ou plus élevés que les SCE.

Dans le cas des mines pour lesquelles des effets ont été observés, quatre des cinq indicateurs de la population de poissons étaient plus souvent supérieurs dans la zone exposée à l’effluent que dans la zone de référence. Les pourcentages des mines ayant rapporté des effets pour lesquels les indicateurs étaient plus élevés dans la zone exposée étaient de 58 % pour la survie, 56 % pour la croissance, 61 % pour la condition et 53 % pour la taille relative du foie. Le pourcentage de mines ayant observé des effets pour lesquels les indicateurs dans les zones exposées étaient moins élevés était de 57 % pour la reproduction.

Note : Certaines études n’ont pas permis de recueillir assez de données pour évaluer tous les indicateurs. Les effets ont été dénotés « > » si l’indicateur était plus élevé dans la zone exposée que  dans la zone de référence et « < » si l’indicateur était plus petit dans la zone exposée que dans la zone de référence. La catégorie « effet confirmé inférieur au SCE » comprend les effets d’une ampleur inconnue par rapport au SCE (8 pour la survie, 11 pour la croissance, 6 pour la reproduction, 11 pour la condition et 4 pour la taille relative du foie).

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3.3 Effets sur l’habitat des poissons

Les indicateurs utilisés pour évaluer les effets sur l’habitat des poissons sont la densité totale d’invertébrés benthiques, l’indice de régularité, la richesse taxonomique et l’indice de similitude (indice de Bray-Curtis). Quatre-vingt-une mines ont réalisé au moins deux études pour évaluer les effets sur l’habitat des poissons, et 64 % (52/81) de celles-ci ont confirmé un effet pour au moins un indicateur. Une mine a signalé que tous les effets confirmés étaient inférieurs au SCE. Cinquante-et-une mines ont rapporté qu’au moins un effet était égal ou supérieur au SCE. De ce nombre, 38 ont rapporté des effets égaux ou supérieurs au SCE lors des deux études réalisées pour confirmer les effets et 13 ont rapporté des effets égaux ou supérieurs au SCE lors d’une étude et inférieurs au SCE lors de l’autre étude réalisée pour confirmer les effets. Des effets non confirmés ont été rapportés par 32 % (26/81) de ces mines, et 4 % (3/81) des mines ont confirmé l’absence d’effet pour les quatre indicateurs de l’habitat des poissons (figure 7).

La figure 8 représente les catégories d’effets pour chaque indicateur de l’habitat des poissons, mesurés par les 81 mines ayant effectué au moins deux études sur l’habitat des poissons. Sur les plans de la densité, de la richesse taxonomique et de la régularité, le plus grand nombre de mines se trouve dans la catégorie d’absence confirmée d’effet, suivies par celles ayant des effets non confirmés et celles ayant des effets confirmés. Sur le plan de l’indice de similitude, plus de mines ont rapporté des effets confirmés qu’une absence confirmée d’effet, et la proportion de mines ayant rapporté des effets non confirmés était similaire à celle des trois autres indicateurs. Les effets confirmés sur l’habitat des poissons étaient presque toujours égaux ou supérieurs aux SCE.

Environ la moitié (27/52) des mines ayant rapporté des effets confirmés sur l’habitat des poissons ont rapporté des effets confirmés pour au moins deux indicateurs de l’habitat des poissons, les 25 autres mines ont rapporté un seul effet confirmé sur l’habitat des poissons. Dans le cas de dix-neuf de ces mines, dont douze ont aussi rapporté des effets confirmés sur les indicateurs de la population de poissons, l’indice de similitude (indice de Bray-Curtis) a été l’unique effet confirmé sur l’habitat des poissons. L’analyse comparative décrite à la partie 2.3 a permis de confirmer l’absence de faux positifs dus à l’utilisation de la méthode présentée dans le guide technique des études de suivi des effets sur l'environnement (Environnement Canada 2012a) pour calculer la signification statistique des différences de l’indice Bray-Curtis observées.

La plupart des effets confirmés sur la richesse taxonomique consistaient en des baisses observées dans la zone d’exposition à l’effluent, alors que les effets confirmés sur la régularité consistaient en un nombre égal de hausses ou de baisses de l’indicateur observées dans la zone d’exposition. Le nombre de mines ayant rapporté une hausse confirmée de densité dans la zone d’exposition à l’effluent était supérieur à celui des mines ayant rapporté une baisse confirmée de la densité.

Note : Les effets ont été dénotés « > » si l’indicateur était plus élevé dans la zone d’exposition que dans la zone de référence et « < » si l’indicateur était plus petit dans la zone d’exposition que dans la zone de référence. L’indice de similitude n’est ni plus petit ni plus grand, mais dénote une divergence non directionnelle. La catégorie « effet confirmé égal ou supérieur au SCE » inclut certaines mines ayant rapporté des effets confirmés d’ampleur variable d’une étude à l’autre (quatre pour la densité, six pour la richesse taxonomique, une pour la régularité et quatorze pour la similitude). Quatre mines n’ont pas pu évaluer la régularité.

Trente-quatre mines ont effectué une seule étude pour évaluer les effets sur l’habitat des poissons et 82 % (28/34) de ces mines ont rapporté des effets. Les trois quarts (21/28) de ces dernières ont rapporté au moins un effet égal ou supérieur au SCE. Six des 34 mines (18%) ont rapporté une absence d’effet sur tous les indicateurs relatifs à l’habitat des poissons (figure 9).

Les catégories d’effets pour chacun des indicateurs de l’habitat des poissons pour les 34 mines n’ayant réalisé qu’une seule étude sur l’habitat de poissons sont représentées sur la figure 10. La moitié de ces mines ont rapporté un effet sur la densité et 70 % un effet sur l’indice de similitude. Des effets sur la richesse taxonomique et la régularité ont été rapportés par un peu plus d’un quart des mines.

Le plus souvent les effets sur la densité et la richesse taxonomique se sont avérés être une diminution de l’indicateur dans la zone d’exposition par rapport à celui dans la zone de référence. Au chapitre de l’indice de régularité, le nombre de mines ayant rapporté des effets qui avaient une valeur plus basse dans la zone d’exposition que dans la zone de référence était similaire au nombre de mines ayant rapporté des effets observés avec des valeurs plus élevées dans la zone d’exposition que dans la zone de référence. Les calculs relatifs à l’indice de similitude produisent une mesure unidirectionnelle des changements dans la structure de la communauté des invertébrés benthiques.

Note : Les effets ont été dénotés « > » si l’indicateur était plus élevé dans la zone d’exposition que dans la zone de référence et « < » si l’indicateur était plus petit dans la zone d’exposition que dans la zone de référence. L’indice de similitude n’est ni plus petit ni plus grand, mais dénote un degré de différence non directionnel. Cinq mines ont réalisé plus d’une étude benthique, mais seuls les résultats d’une étude étaient exploitables. Pour une mine, la catégorie « effets inférieurs au SCE » pour la densité, la richesse taxonomique et la similitude comprend des effets dont l’ampleur par rapport au SCE est inconnue. Pour une des mines, la régularité n’a pas pu être évaluée.

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3.4 Effets sur la capacité d’utilisation des ressources halieutiques

L’effet potentiel de l’effluent d’une mine de métaux sur la capacité d’utilisation des ressources halieutique est évalué grâce à une étude sur la concentration de mercure dans les tissus des poissons. Une étude est nécessaire lorsque la concentration de mercure dans l’effluent final est égale ou supérieure à 0,10 µg/L (REMM, annexe 5, article 9).

Depuis 2002, 56 mines ont réalisé 67 études sur la concentration de mercure dans les tissus des poissons. Deux études n’ont pas abouti : dans un cas, on avait analysé des espèces différentes dans la zone d’exposition et la zone de référence, et dans l’autre, l’on n’a pas retrouvé les cages qui contenaient les bivalves exposés à l’effluent. Seize études ont été réalisées sur une base volontaire alors que la concentration de mercure total dans l’effluent était inférieure à 0,10 µg/L. Les raisons pour lesquelles ces études sur les tissus de poissons ont été réalisées sur une base volontaire incluent : 1) l’étude historique des effets de la mine sur la teneur en mercure des tissus des poissons; 2) le respect d’obligations fixées par les gouvernements des provinces; 3) la participation à des études conjointes organisées par l’Association minière du Québec; 4) l’évaluation proactive des effets potentiels actuels des mines.

Un « effet sur les tissus de poissons » est défini dans le REMM comme une concentration du mercure total supérieure à 0,5 µg/g en poids humide dans les tissus des poissons capturés dans une zone d’exposition, et qui est statistiquement supérieure aux concentrations de mercure total dans les tissus de poissons pêchés dans une zone de référence.

La concentration moyenne totale de mercure dans les poissons a été calculée à partir de données brutes sur la concentration de mercure dans les tissus des poissons soumises par les mines par voie électronique. Nous avons comparé ces moyennes avec les résultats publiés dans l’étude. Lorsque les données électroniques brutes n’étaient pas disponibles, nous avons utilisé les moyennes mentionnées dans les rapports d’étude. La différence statistique entre les concentrations moyennes totales de mercure dans les tissus des poissons pêchés dans la zone d’exposition et la zone de référence a été calculée par les mines et présentée dans les rapports sur leurs études. Les concentrations moyennes de mercure dans les tissus des poissons, déterminées par chaque mine dans la zone d’exposition et la zone de référence et l’espèce de poisson testée sont données dans les figures D1, D2 et D3 de l’Annexe D.

Un effet sur les tissus des poissons au sens du REMM a été rapporté lors d’une étude (figure 11). La mine en question a rapporté que l’effet sur les tissus des poissons s’expliquait par une contamination antérieure dans la zone d’exposition et n’était pas causé par l’effluent actuel de la mine.

Note : Onze études n’ont pas déterminé la signification statistique entre les deux zones d’échantillonnage, car les concentrations de mercure total dans les tissus des poissons capturés dans la zone d’exposition étaient plus basses que celles des poissons pêchés dans la zone de référence ou bien les concentrations totales de mercure dans les poissons exposés à l’effluent étaient inférieures au seuil d’effet défini dans le REMM.

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4.0 Qualité des effluents

4.1 Essais de toxicité sublétale

En vertu du paragraphe 5(2) de l’annexe 5 du REMM, des essais de toxicité sublétale (TSL) de l’effluent d’une mine de métaux doivent être réalisés au point de rejet final de la mine présentant le potentiel d’effet néfaste sur l’environnement le plus élevé. Les essais de toxicité sublétale, tout comme la caractérisation de l’effluent et un suivi de la qualité de l’eau^{Note de bas de page 9}, fournissent des renseignements supplémentaires pour les études de suivi biologique, notamment une mesure des variations annuelles de la qualité de l’effluent et une estimation spécifique au site des effets potentiels de l’effluent sur les éléments biologiques de l’environnement récepteur.

Les essais de toxicité sublétale consistent à exposer des organismes à différentes concentrations de l’effluent, en laboratoire. On détermine la concentration d’effluent causant une inhibition de 25 % (CI₂₅) sur les organismes testés. La méthode d’essai suivie dicte le paramètre d’inhibition, par exemple l’inhibition de la croissance ou de la reproduction. Une faible valeur de CI₂₅ (par ex., 10 %) indique une toxicité sublétale plus élevée car l’inhibition se produit à une faible concentration de l’effluent. Inversement, une valeur plus élevée de CI₂₅ indique une toxicité sublétale plus faible. Une valeur rapportée ≥ 100 %^{Note de bas de page 10} signale que l’effluent est non toxique pour l’effet sublétal considéré pour l’organisme testé.

Les mines doivent réaliser les essais de toxicité sublétale à deux reprises pendant une année civile pendant les trois premières années et une fois par an par la suite. Les essais sont réalisés en suivant des méthodes normalisées mentionnées dans le REMM (article 5 de l’annexe 5). Plusieurs essais différents sont exigés, dont un essai de développement aux premiers stades de vie chez les poissons, un essai de reproduction d’un invertébré et des essais d’inhibition de la croissance de plantes et d’algues.

Nous avons compilé les résultats des essais de toxicité sublétale effectués pendant les dix premières années de l’application du REMM, afin d’évaluer les tendances relatives à la qualité de l’effluent que présente le présent document. Nous avons étudié la toxicité sublétale de toutes les mines collectivement et celle des mines de différents minéraux : métaux précieux (or, argent), métaux de base (cuivre, zinc, nickel, etc.), uranium, fer et autres types de minerai (par ex., tantale, titane, tungstène). Ces tendances ont été analysées sur une période de 10 ans, de 2003 à 2012. Au cours de cette période, 125 mines ont soumis les résultats de 6761 essais.

Pour chaque année, nous avons calculé les moyennes géométriques annuelles^{Note de bas de page 11} de la CI₂₅ pour toutes les mines combinées et pour chaque type de minerai. Les valeurs annuelles des CI₂₅ ont été réparties en trois catégories de TSL : fortement toxique (CI₂₅  ≤  20 %), faiblement toxique (20 % < CI₂₅ <100 %) et non toxique (CI₂₅ ≥ 100 %). Dans l’Annexe E, nous présentons les moyennes géométriques et les CI₂₅ en pourcentage pour chaque catégorie de TSL et pour chaque année, pour les cinq essais réalisés en eau douce. Dans l’Annexe F, nous présentons les moyennes géométriques annuelles de la CI₂₅ pour chaque type de minerai pour les essais de toxicité sublétale réalisés en eau douce.

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4.1.1 Toxicité sublétale des effluents miniers

À l’exception de l’essai d’inhibition de la croissance des algues, la toxicité sublétale globale de l’effluent minier est restée stable de 2003 à 2012 (figure 12). L’inhibition de la croissance des algues a diminué de 2007 à 2011, tel qu’indiqué par des augmentations des moyennes géométriques de la CI₂₅ et des diminutions de la proportion de résultats de « haute toxicité » (CI₂₅ ≤ 20 %) (figure E4). Les résultats des essais de toxicité sublétale pour la croissance larvaire des poissons (Pimephales promelas), la reproduction des invertébrés (Ceriodaphnia dubia) et la croissance des plantes (Lemna minor) montrent des variations annuelles, mais aucune tendance solide avec le temps (figure 12).

Note : gammes des nombres d’essais réalisés par année : Pimephales promelas, n = 111–140; Pseudokirchneriella subcapitata, n = 119–152; Lemna minor (poids sec), n = 117–142; Ceriodaphnia dubia, n = 121–155; Lemna minor (nombre de feuilles), n = 116–145.

Les tendances de la toxicité sublétale des effluents étaient plus variables pour différents types de minerai, probablement en raison de la taille plus petite de la base de données pour chaque type de minerai (figures F1 à F5). Pour les mines de métaux de base et de métaux précieux, les résultats sur la croissance des algues montrent une baisse de la toxicité de 2007 à 2011 et une hausse en 2012. Bien que certaines tendances puissent apparaître pour l’uranium, le fer et d’« autres » types de minerai, on devrait les interpréter avec précaution étant donné la petitesse des base de données.

Pour les lieux où le Pimephales promelas(tête-de-boule) n’est pas une espèce indigène, un essai analogue a été effectué sur la truite arc-en-ciel (Oncorhynchus mykiss). Entre 2003 et 2012, huit mines de métaux de base et deux mines de métaux précieux ont soumis des résultats de TSL obtenus lors d’essais réalisés sur la truite arc‑en-ciel. Ces mines sont surtout situées dans l’Ouest canadien. Dans le cas des mines de métaux de base, les valeurs de la CI₂₅ allaient de 54 à 100 %, et dans 62 % des essais aucune toxicité sublétale (CI₂₅ ≥ 100 %) n’a pu être observée. Les 22 essais réalisés par des mines de métaux précieux n’ont révélé aucune toxicité sublétale (CI₂₅ ≥100 %) pour la truite arc-en-ciel.

Les mines qui rejettent leur effluent dans un milieu marin ou estuarien doivent réaliser des essais de TSL sur des organismes marins en suivant des méthodes différentes de celles suivies pour les essais en eau douce. Deux mines de métaux de base ont réalisé des essais de TSL. Les CI₂₅ pour le clypéastre (oursin plat) allaient de 4 à 18 %, alors que celles de l’oursin allaient de 10 à ≥100 %, celles de la macroalgue rouge de 4 à 56 %, celles de la capucette barrée de 67 à 73 % et celles de la capucette Menidia beryllina de 16 à  ≥100 %. Aucune tendance de la toxicité sublétale avec le temps n’était apparente pour ces deux mines.

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4.1.2 Sensibilité des essais de toxicité sublétale

La concentration de l’effluent à laquelle survient l’inhibition dépend du choix de l’essai normalisé. On considère que l’essai qui déclenche l’inhibition avec la plus faible concentration d’effluent est le plus sensible. On peut comparer les résultats obtenus avec un type d’essai à ceux obtenus lors d’autres essais réalisés avec le même échantillon d’effluent pour évaluer la sensibilité relative. Il est important de faire un suivi de la sensibilité des essais de TSL pour s’assurer que les essais réalisés sont toujours pertinents pour l’effluent évalué (par ex., les espèces qui ne donnent jamais de réponse pourraient, à l’avenir, être retirées des essais exigés). Les changements de la qualité de l’effluent au cours du temps sont mieux évalués au moyen d’essais sensibles. La sensibilité de chaque essai par rapport à celle d’autres essais peut aider à prédire la substance toxique dominante. Les poissons, par exemple, sont réputés être plus sensibles à l’ammoniac (qui leur est toxique) que les invertébrés, alors que ces derniers sont souvent plus sensibles aux métaux. Pour toutes les mines, les moyennes géométriques annuelles de la CI₂₅ et la proportion d’essais indiquant l’absence d’une toxicité sublétale sont une indication de la sensibilité de chaque essai (figures E1 à E5).

Les essais les plus sensibles aux effluents étaient ceux sur l’inhibition de la reproduction des invertébrés et la croissance des plantes (nombre de feuilles), pour lesquels les moyennes géométriques annuelles de la CI₂₅ se situaient dans la gamme de ~ 20 à 40 %. L’essai d’inhibition de la croissance des plantes (poids sec de feuilles) était légèrement moins sensible, avec des moyennes géométriques annuelles de la CI₂₅ situées entre ~ 40 et 50 %, suivi de l’essai d’inhibition de la croissance des algues, pour lequel une gamme plus large de moyennes géométriques annuelles de la CI₂₅ est obtenue, de ~ 50 à 80 %. Avec des moyennes géométriques annuelles de la CI₂₅ entre ~ 80 et 90 %, l’essai d’inhibition du développement larvaire du poisson était le moins sensible. Nous avons trouvé que la sensibilité relative de ces différents essais était la même en comparant la proportion d’essais qui indiquaient l’absence de toxicité sublétale. Ces résultats corroborent les conclusions de la Deuxième évaluation nationale (Environnement Canada 2012b), indiquant que la sensibilité relative des essais de TSL aux effluents miniers est demeurée constante pendant les dix premières années d’essai.

Les essais de TSL les plus sensibles parmi les types de minerais (métaux précieux et métaux de base) pour lesquels nous disposons de grandes bases de données sont (figures E1 et E2) les essais d’inhibition de la reproduction des invertébrés et de la croissance des plantes (nombre de feuilles). Les données pour les mines d’uranium et des autres minerais sont plus variables, ainsi les essais d’inhibition de la reproduction des invertébrés et de la croissance des plantes (nombre de feuilles et poids sec) semblent être les essais les plus sensibles et l’essai d’inhibition du développement des premiers stades de vie chez les poissons le moins sensible (figures E3 et E4). Nous n’avons pas trouvé de différences uniformes de la sensibilité des essais pour les mines de fer (figure E5).

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4.1.3 Stimulation lors des essais d’inhibition de la croissance des algues et des plantes

Les méthodes suivies pour les essais d’inhibition de la croissance des algues et des plantes requièrent que l’occurrence de la stimulation de la croissance soit rapportée. On appelle stimulation une augmentation de la croissance des organismes testés après exposition à l’effluent par rapport à celles de témoins. Si la stimulation à basse concentration est suivie d’une réponse inhibitrice à plus forte concentration, cette stimulation à basse dose pourrait être liée à la réponse d’un organisme à de faibles concentrations d’une substance toxique. Ce processus s’appelle l’hormèse. Si l’effet stimulant est observé pour toutes les concentrations d’effluent ou augmente avec la concentration de l’effluent, les résultats pourraient indiquer un effet d’enrichissement lié à une plus grande disponibilité de nutriments plutôt qu’à l’hormèse.

De 2010 à 2012, on a signalé une stimulation lors de 55 % des essais de croissance des algues et 19 % des essais d’inhibition de la croissance des plantes. La stimulation semble être plus fréquente pour les mines de métaux de base ou de métaux précieux que pour les autres types de minerais, notamment dans le cas de l’essai d’inhibition de la croissance des plantes (tableau 1).

Les résultats globaux de stimulation présentés ici comprennent les deux types de stimulation observés -- l’hormèse et l’effet d’enrichissement -- et surestiment donc probablement l’effet de l’enrichissement. Des résultats d’essais supplémentaires sont nécessaires pour pouvoir distinguer ces types de stimulation.

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4.2 Caractérisation des effluents

La caractérisation des effluents est réalisée en analysant un échantillon d’effluent prélevé à chaque point de rejet final pour déterminer les concentrations des contaminants potentiels dans les effluents miniers La concentration moyenne annuelle de chacune des neufs substances mentionnées à l’article 4 de l’annexe 5 du REMM a été calculée pour deux groupes différents de points de rejet final. Le premier groupe concerne les points de rejet final associés aux études de suivi biologique et le deuxième tous les autres points de rejet final. Nous présentons ces moyennes annuelles et donnons un aperçu général de la chimie des effluents à l’Annexe G.

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5.0 Études de suivi biologique sur les effets observés

Les études de suivi biologique conçues pour évaluer et confirmer des effets sont habituellement réalisées dans la zone proche, c’est-à-dire dans une zone de forte concentration de l’effluent située à proximité du point de rejet. Lorsque les effets sont confirmés et que les résultats des études de suivi antérieures n’indiquent pas l’ampleur et l’étendue géographique des effets confirmés, les mines doivent effectuer un suivi biologique à un ou plusieurs lieux de prélèvement supplémentaires dans la zone d’exposition [REMM, annexe 5, alinéa 19(1) d)]. Le Guide technique pour l’études de suivi des effets sur l'environnement des mines de métaux (Environnement Canada 2012a) recommande que les études sur l’ampleur et l’étendue géographique soient réalisées dans une zone à faible concentration d’effluent, près de la limite en aval de la zone de mélange de l’effluent, appelée « zone éloignée ».

Une fois l’ampleur et l’étendue géographique des effets confirmés déterminées, les mines doivent effectuer des recherches sur les causes, qui comprennent des expériences sur le terrain et en laboratoire conçues pour établir la cause de ces effets. Les résultats des études de l’ampleur et de l’étendue et des recherches des causes sont résumés dans les deux prochaines sections, et les résultats, mine par mine, de ces études poussées sont donnés à l’Annexe H.

5.1 Études de l’ampleur et de l’étendue géographique

Vingt-neuf mines ont réalisé 27 études de l’ampleur et de l’étendue géographique^{Note de bas de page 12}. Treize mines ont évalué l’ampleur et l’étendue pendant des études de suivi biologique pour évaluer les effets (c.-à-d. avant la confirmation des effets) et 15 mines ont réalisé des études sur l’ampleur et l’étendue une fois les effets confirmés. Une mine a évalué l’ampleur et l’étendue des effets sur les organismes benthiques et les poissons dans des phases distinctes (respectivement avant et après la confirmation des effets). Onze autres mines pour lesquelles des effets ont été confirmés n’ont pas prélevé d’échantillons dans leur zone éloignée à des fins d’évaluation de l’ampleur et de l’étendue en raison de la présence de facteurs confondants dans l’environnement récepteur ou parce qu’elles pouvaient déjà déterminer l’ampleur et l’étendue à partir de données existantes. Les zones éloignées échantillonnées pour évaluer l’ampleur et l’étendue des effets confirmés dans les zones d’exposition proches se situaient entre 200 m et 60 km en aval des points de rejet de l’effluent minier (figures 13a et 13b)^{Note de bas de page 13}.

Des 29 mines ayant prélevé des échantillons en zone éloignée, 86 % (25/29) ont signalé au moins un effet de même nature qu’un effet confirmé dans la zone d’exposition proche. Vingt-cinq mines ont évalué l’ampleur et l’étendue de plusieurs effets confirmés et 56 % (14/25) de celles-ci ont rapporté plusieurs effets dans la zone éloignée identiques à ceux confirmés dans la zone proche. Les effets dans la zone éloignée identiques à ceux confirmés dans les zones proches ont été observés plus fréquemment pour les habitats des poissons que pour les poissons eux-mêmes. Nous n’avons pas relevé de relations entre l’occurrence d’effets en zone éloignée et la distance depuis le point de rejet de l’effluent minier.

Dans le cas des populations de poisson, quatorze mines ont évalué l’ampleur et l’étendue des effets confirmés dans les zones éloignées (figure 13a). Dix de ces mines (71 %) ont observé au moins un effet dans les zones éloignées identique à l’effet confirmé dans la zone proche, trois de celles-ci ayant observé plusieurs effets identiques à ceux confirmés en zone proche. Quatre mines n’ont pas retrouvé dans leur zone éloignée, les effets confirmés en zone proche.

Dans le cas de l’habitat des poissons, 28 mines ont analysé l’ampleur et l’étendue des effets confirmés (figure 13b). Vingt (71 %) de ces mines ont rapporté au moins un effet sur l’habitat des poissons en zone éloignée identique à l’effet confirmé en zone proche. De celle-là, dix ont rapporté plusieurs effets identiques à ceux confirmés en zone proche. Finalement, huit mines n’ont pas observé en zone éloignée l’effet confirmé observé en zone proche.

À la figure 14, nous rapportons pour chaque indicateur de populations de poissons le nombre d’effets confirmés sur les poissons en zone proche dont on a évalué l’ampleur et l’étendue et le nombre d’effets identiques également observés en zone éloignée. Des 51 effets confirmés sur les poissons en zone proche, 31 % (16/51) ont aussi été observés en zone éloignée. Les effets sur les poissons les plus fréquemment observés dans les zones proches et éloignées sont une détérioration de ’condition, une croissance moindre et une baisse du poids des gonades (reproduction). Une hausse de la survie, une détérioration de la taille relative du foie et une augmentation du poids des gonades (reproduction) n’ont pas été observées en zone éloignée. Soixante-neuf pour cent (35/51) des effets confirmés sur les poissons en zone proche étaient d’un niveau égal ou supérieur au seuil critique d'effet (SCE)^{Note de bas de page 14}, alors que 44 % (7/16) des effets l’étaient en zone éloignée.

Note : Les effets ont été dénotés « > » si l’indicateur était plus élevé en zone d’exposition qu’en zone de référence et « < » si l’indicateur était plus petit en zone d’exposition qu’en zone de référence.

La figure 15 représente, pour chaque indicateur de l’habitat des poissons, le nombre d’effets confirmés dans la zone proche dont l’ampleur et l’étendue géographique ont été évaluées et le nombre d’effets identiques qui ont aussi été observés dans la zone éloignée. Des 56 effets confirmés en zone proche, 55 % (31/56) ont été observés dans la zone éloignée. L’effet sur l’habitat des poissons le plus fréquemment observé à la fois en zone proche et en zone éloignée est un effet sur la structure de la communauté benthique (indice de similitude), suivi des effets de densité accrue et une baisse de la richesse taxonomique. Vingt pour cent (1/5) des baisses confirmées de la densité ont également été observées en zone éloignée, et l’unique effet confirmé de l’accroissement de la richesse a également été observé en zone éloignée. Les effets confirmés dans la zone proche sur la régularité n’ont pas été observés dans la zone éloignée.

Quatre-vingt-treize pour cent (52/56) des effets sur l’habitat des poissons confirmés dans les zones proches étaient égaux ou supérieurs au SCE^{Note de bas de page 15}, et 87 % (27/31) l’étaient en zone éloignée. Des quatre effets confirmés en zone proche inférieurs au SCE, trois ont également été observés en zone éloignée, mais avec une ampleur égale ou supérieure au SCE.

Note : les effets ont été dénotés « > » si l’indicateur était plus élevé en zone d’exposition qu’en zone de référence et « < » si l’indicateur était plus petit en zone d’exposition qu’en zone de référence.

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5.2 Études sur l’origine des causes

Avant juin 2014, trente-cinq mines avaient entrepris des recherches des causes^{Note de bas de page 16}. D’entre elles, 26 ont terminé leurs recherches des causes, 18 grâce à une étude sur trois ans^{Note de bas de page 17} et les 8 autres grâce à deux études consécutives sur trois ans. Neuf mines effectuent actuellement une recherche des causes, chacune ayant terminé la première des deux études sur trois ans.

Vingt-six mines ont réalisé des recherches des causes qui ont conduit à recueillir de nouvelles données grâce à des études sur le terrain et/ou en laboratoire. Neuf mines ont réalisé leur recherche des causes à partir de renseignements existants. Ces dernières, soit réalisaient la première des deux études sur trois ans (cinq mines), soit étudiaient des effets pour lesquels les données existantes étaient considérées suffisantes pour identifier les causes (quatre mines).

Les effets confirmés visés par ces recherches sont :

• les effets sur les poissons et leur habitat (18 mines)
  • effets multiples sur les poissons et leur habitat (14 mines)
  • effets multiples sur les poissons et effet unique sur l’habitat des poissons (4 mines)
• les effets sur les poissons seulement (5 mines)
  • effets multiples sur les poissons (2 mines)
  • effet unique sur les poissons (3 mines)
• les effets sur l’habitat des poissons seulement (12 mines)
  • effets multiples sur l’habitat des poissons (2 mines)
  • effet unique sur l’habitat des poissons (6 mines)

Les effets peuvent être qualifiés d’inhibiteurs ou de stimulants. On considère que l’effet est stimulant lorsque l’indicateur mesuré est plus élevé dans la zone d’exposition que dans la zone de référence. Un effet est considéré inhibiteur lorsque l’indicateur mesuré est plus petit dans la zone d’exposition que dans la zone de référence. Des trente-cinq mines ayant effectué des recherches de causes, dix-sept ont étudié des effets principalement inhibiteurs, sept des effets principalement stimulants et onze un mélange d’effets inhibiteurs et stimulants.

Des 26 mines ayant terminé des recherches sur les causes, 77 % (20/26) ont identifié au moins une cause liée à l’effluent actuel de la mine, 14 d’entre elles ont identifié plusieurs causes potentielles, dont des causes liées et d’autres sans rapport à l’effluent minier actuel. Deux mines ont identifié des substances présentes dans leur effluent comme cause, mais n’ont pas indiqué si leur effluent actuel en était la source. Quatre mines ont identifié des causes liées à des facteurs autres que l’effluent minier, par exemple des différences naturelles entre les habitats dans la zone d’exposition et dans la zone de référence ou des sources d’effluent associées à une activité minière antérieure et des régions urbaines.

Les causes primaires et possibles liées à l’effluent minier actuel mentionnées dans les rapports sur les recherches des causes comprennent des ions principaux, la présence de métaux dans l’effluent minier ou les sédiments, des composés azotés, la sédimentation ou les solides totaux en suspension, le phosphore, l’effluent minier en général et le sélénium (figure 16).

Parmi les ions principaux présents dans l’effluent minier identifiés lors de recherches des causes comme contribuant aux effets, on retrouve les ions chlorures, sulfates, du sodium, du calcium et du potassium. Le plus souvent, les ions principaux étaient associés à des effets stimulants, certaines études suggérant qu’ils contribuaient à l’enrichissement en nutriments, alors qu’il a aussi été rapporté que les ions principaux étaient la cause d’effets inhibiteurs. Dans un cas, les effets inhibiteurs liés aux ions majeurs découlaient d’une augmentation de la concentration des solides dissous totaux dans l’eau du lac, réduisant le mélange des eaux lacustres et provoquant une baisse de la concentration d’oxygène dissous au fond du lac. Dans un autre cas, la toxicité du chlorure et de la salinité ont été recensées parmi d’autres causes possibles d’effets inhibiteurs.

Les métaux identifiés comme cause des effets comprennent le cuivre, le nickel, le cadmium et le zinc, bien que certaines études n’aient pas identifié des métaux individuellement. Le sélénium, un non métal, a été mentionné avec d’autres métaux comme cause lors d’une étude terminée et comme contaminant préoccupant lors d’une étude en cours. Parmi d’autres métaux et non métaux observés à des concentrations élevées dans l’environnement récepteur^{Note de bas de page 18}, on retrouve l’aluminium, l’arsenic, le chrome, le cobalt, le fer, le plomb, le manganèse, le molybdène, le nickel, le strontium et l’uranium.

Une des mines ayant achevé des recherches de causes a identifié son effluent minier actuel comme principale source de métaux causant des effets. Huit mines ont indiqué que les sources de métaux pourraient comprendre l’effluent minier actuel et/ou les sédiments. Des concentrations élevées de métaux dans les sédiments pourraient avoir été causées par les rejets actuels de l’effluent minier ou des activités anciennes de la mine (rejet de l’effluent et/ou élimination des résidus avant la mise en application du REMM). Le plus souvent, des métaux ont été identifiés comme la cause d’effets inhibiteurs plutôt que d’effets stimulants.

Des composés azotés, principalement l’ammoniac et les nitrates, ont été associés à la fois des effets stimulants et à des effets inhibiteurs. Plusieurs mines ont indiqué que des concentrations élevées d’ammoniac et de nitrate dans l’effluent minier découlaient de l’emploi d’explosifs pour l’exploitation minière. Des effets stimulants ont été attribués principalement à l’enrichissement en nutriments, alors que certaines études ont suggéré  qu’un effet inhibiteur pourrait être lié à un enrichissement en nutriments ou à des effets toxiques des composés azotés. On a déterminé que de fortes concentrations de phosphore dans l’effluent minier étaient la cause principale des effets stimulants observés pour deux mines. Dans les deux cas, les effets ont été attribués à l’enrichissement en nutriments.

Trois mines ont déterminé que les solides en suspension totaux ou la sédimentation liés au rejet de l’effluent minier actuel étaient les causes primaires ou partielles; tous avaient des effets surtout inhibiteurs. L’une de ces mines a indiqué que le dépôt de solides provenant des mines était nocif pour les habitats benthiques, alors que les études réalisées par les deux autres mines ont suggéré que les solides en suspension totaux pourraient contribuer à l’enrichissement en nutriments, en dépit des observations d’effets inhibiteurs sur les indicateurs liés à l’habitat des poissons et aux poissons.  

Les causes potentielles identifiées à des fins de recherches supplémentaires par les neuf mines effectuant actuellement des recherches de causes en cours comprennent les métaux dans l’effluent minier ou les sédiments (7), les composés azotés dans l’effluent minier (4) les facteurs non liés à la mine (2), le sélénium dans l’effluent minier (2) et les ions principaux dans l’effluent minier (1)^{Note de bas de page 19}.

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6.0 Constatations clés

Prévalence des effets

La plupart des mines (62/82 ou 76 %) qui ont terminé des études pour confirmer la présence d’au moins un effet et la moitié de celles qui ont rapporté des effets (32/62 ou 52 %) ont confirmé des effets à la fois sur les poissons et l’habitat des poissons. Une mine a confirmé l’absence d’effet sur les poissons, leur habitat et l’utilisation des ressources halieutiques. Une autre mine a rapporté un effet sur l’utilisation des ressources halieutiques (mercure dans les tissus des poissons), attribué à la contamination historique de la zone d’exposition plutôt qu’à l’effluent minier actuel.

Dans le cas particulier des poissons, 66 % (44/66) des mines ayant terminé des études pour évaluer des effets ont confirmé au moins un effet sur le poisson, alors que trois mines ont confirmé l’absence d’effet sur tous les indicateurs ayant trait aux poissons. Les changements (hausses ou baisses) du rapport entre le poids et la longueur du corps, « condition », ont été l’effet observé le plus prévalent, mais des changements au niveau de la survie, de la croissance, de la reproduction et de la taille relative du foie ont également été observés. Dans la zone d’exposition à l’effluent, les indicateurs ayant trait à la survie, à la croissance et à la taille relative du foie étaient souvent plus élevés, alors que ceux ayant trait à la reproduction et à la condition corporelle étaient souvent plus faibles.

En ce qui concerne l’habitat des poissons, 64 % des mines ayant entrepris des études pour évaluer des effets ont confirmé au moins un effet sur l’habitat des poissons, et trois mines ont confirmé l’absence d’effet sur tous les indicateurs de l’état du poisson. Les changements dans la structure de la communauté des invertébrés benthiques (mesurés par l’indice de Bray-Curtis) ont constitué l’effet confirmé le plus fréquent sur l’habitat, suivi par la baisse de la richesse taxonomique, les changements de densité (hausses et baisses) et les changements dans la distribution des individus parmi les divers taxons (mesurés par l’indice de régularité). Le nombre de mines qui ont confirmé une hausse de la densité dans la zone d’exposition à l’effluent était plus élevé que celui des mines ayant confirmé des baisses de densité dans cette zone. Les effets confirmés sur la régularité étaient à nombre égal des hausses ou des baisses dans la zone d’exposition à l’effluent. L’analyse comparative décrite à la sous-section 2.3 a confirmé l’absence d’effet faux positif qui aurait pu être dû à l’utilisation de la méthode décrite dans le Guide technique des études de suivi des effets sur l'environnement (Environnement Canada 2012a) pour le calcul de la signification statistique des différences indiquées par l’indice de Bray-Curtis.

Ampleur des effets

Presque toutes les mines (57/62 ou 92 %) ayant rapporté des effets confirmés ont observé au moins un effet dont l’ampleur peut indiquer un risque plus élevé pour l’environnement^{Note de bas de page 20}. Soixante-quatre pour cent (28/44) des mines ayant rapporté des effets confirmés sur les poissons et toutes les mines, sauf une, ayant rapporté des effets confirmés sur l’habitat des poissons, ont observé au moins un effet dont l’ampleur peut indiquer un risque plus élevé pour l’environnement. Les effets confirmés sur la reproduction du poisson et la taille relative du foie et sur tous les indicateurs relatifs à l’habitat des poissons sont le plus souvent d’une ampleur qui pourrait indiquer un risque plus élevé pour l’environnement.

Types d’effets

Les types d’effets identifiés par la présente Troisième évaluation nationale étaient similaires à ceux identifiés lors de précédentes évaluations nationales publiées par Environnement et Changement climatique Canada (Lowell et al. 2008, Environnement Canada 2012b). Des effets sur la croissance, la survie, la reproduction et la condition du corps et du foie ont été observés chez les poissons dans les zones d’exposition. Les habitats des poissons exposés à l’effluent ont subi des changements au niveau de la structure de la communauté des invertébrés benthiques et du nombre d’espèces et d’individus présents (tableau 2).

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Qualité des effluents

La toxicité sublétale globale des effluents miniers est demeurée stable pendant les dix premières années de l’entrée en vigueur du REMM. L’inhibition de la croissance des algues a diminué de 2007 à 2011, suggérant une tendance possible à la décroissance de la toxicité sublétale de l’effluent pour la croissance des algues. Toutefois la toxicité sublétale s’est accrue de nouveau en 2012. Parmi les types de minerai, nous avons noté les mêmes tendances à la baisse de la toxicité sublétale pour les algues pour les métaux de base et les métaux précieux, et une hausse de cette toxicité en 2012. Dans le cas des minerais d’uranium, de fer ou « autres », il a été difficile de dégager des tendances significatives, à cause du petit nombre d’essais réalisés chaque année et la forte variabilité d’une année à l’autre. Les essais les plus sensibles pour les effluents des mines de métaux ont été ceux sur l’inhibition de la reproduction des invertébrés et de la croissance des plantes aquatiques (nombre de feuilles). L’essai le moins sensible était celui sur l’inhibition de la croissance des larves de poissons. Pendant la période au cours de laquelle les incidences de stimulation (croissance accrue) ont été rapportées, entre 2010 et 2012, on a observé une stimulation respective de 19 et 55 % lors des essais sur la croissance des plantes et des algues.

Ampleur et étendue géographique des effets

La plupart des mines (25/29 ou 86 %) qui ont évalué l’ampleur et l’étendue géographique des effets confirmés dans la zone d’exposition près du point de rejet de l’effluent (zone proche) ont observé un ou plusieurs effets identiques dans la zone d’exposition éloignée du point de rejet de l’effluent (zone éloignée). La moitié des mines (14/25 ou 56 %) qui ont évalué l’ampleur et l’étendue géographique de plusieurs effets confirmés (en zone proche) ont observé les mêmes effets multiples dans les zones éloignées. Les effets confirmés en zone proche sur les poissons et l’habitat des poissons ont été respectivement observés dans 31 et 55 % des cas en zone éloignée. Plus de 50 % du temps, l’ampleur des effets observés sur les poissons dans les zones éloignées était plus faible que celle des effets confirmés en zone proche. L’ampleur des effets sur l’habitat des poissons observés dans les zones éloignées était similaire à celle des effets confirmés en zone proche, ce qui est indicatif d’un risque plus grand pour l’environnement. Aucune relation n’a pu être établie entre l’occurrence d’effets en zones éloignées et la distance entre ces zones et le point de rejet de l’effluent.

Causes des effets

La plupart des recherches de causes entreprises par les mines ont porté sur des effets confirmés multiples. Environ la moitié des 35 mines ayant réalisé des recherches sur les causes cherchaient à expliquer des effets inhibiteurs (pour lesquels les indicateurs pertinents sont plus petits dans la zone d’exposition que dans la zone de référence). Les autres mines cherchaient les causes d’effets stimulants (pour lesquels les indicateurs pertinents sont plus élevés dans la zone d’exposition que dans la zone de référence), ou encore une combinaison d’effets inhibiteurs et stimulants.

Des 26 mines qui ont terminé leurs recherches sur les causes, 77 % ont déterminé que l’effluent actuel de la mine est la cause principale ou probable contribuant aux effets. Deux mines ont déterminé que les substances de l’effluent constituaient une cause, mais n’ont pas indiqué si l’effluent minier actuel en était la source. Quatre mines ont indiqué que les effets étaient causés par des facteurs non liés à la mine.

Les substances suivantes présentes dans l’effluent ont été identifiées comme causes possibles des effets observés :

• principaux ions
• métaux
• composés de l’azote (ammoniac et nitrates)
• solides en suspension totaux
• phosphore
• sélénium

Les ions principaux et le phosphore tendent à être associés à des effets stimulants,  alors que les métaux, le sélénium et les solides en suspension totaux étaient le plus souvent associés à des effets inhibiteurs. Les composés azotés étaient associés à des effets et stimulants et inhibiteurs.

Les causes potentielles identifiées comme devant faire l’objet d’une étude plus poussée par les neuf mines réalisant actuellement des recherches de causes comprennent les composés azotés, le sélénium et les ions principaux dans l’effluent minier, les métaux présents dans l’effluent minier et/ou les sédiments, ainsi que des facteurs non liés aux mines.

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7.0 Glossaire

Approche par condition de référence -- Plan d’étude qui comprend l’évaluation d’un grand nombre de sites dans des zones de référence à des fins de comparaison aux sites testés (zones exposées).

Communauté des invertébrés benthiques -- Les diverses populations de petits animaux (à l’exclusion des poissons et autres vertébrés) qui vivent sur le fond dans les sédiments du fond ou sur un lit rocheux et qui constituent une ressource alimentaire pour les poissons. La mesure des changements de la communauté benthique aide à comprendre les changements dans les habitats aquatiques et fournit une évaluation des ressources alimentaires aquatiques disponibles pour les poissons et donne une indication des changements dans la qualité de l’eau.

Condition corporelle -- Une mesure de l’état physique d’un poisson basée sur le rapport entre le poids et la longueur du corps; la condition mesure essentiellement à quel point un poisson est gras dans chaque zone étudiée.

Densité -- Nombre total de spécimens de tous taxons capturés à une station d’échantillonnage, exprimé par unité de surface.

Effet -- Dans le contexte du REMM, on appelle effet sur les poissons ou la communauté des invertébrés benthiques, un écart statiquement significatif entre les mesures prises dans la zone d’exposition et la zone de référence ou des mesures faites dans des lieux d’échantillonnage dans lesquels se trouve une concentration graduellement décroissante d’effluent à mesure que l’on s’éloigne du point de rejet. Un « effet sur les tissus de poissons » est défini comme des mesures de la concentration du mercure total dépassant 0,5 µg/g en poids humide dans les tissus des poissons capturés dans la zone d’exposition qui sont statistiquement supérieures aux concentrations de mercure total dans les tissus de poissons capturés dans une zone de référence.

Effet inhibiteur -- Situation dans laquelle les indicateur mesurés sont plus petits dans la zone d’exposition que dans la zone de référence.

Effets stimulants -- Situation dans laquelle les indicateurs mesurés sont plus grands dans la zone d’exposition que dans la zone de référence.

Essais de toxicité sublétale (TSL) -- Dans le contexte d’une étude de suivi des effets sur l'environnement, les essais de toxicité sublétale consistent à mesurer la concentration d’effluent à laquelle un niveau d’effet donné sur les organismes est observé en laboratoire. On observe parfois une stimulation plutôt qu’une inhibition. La stimulation désigne une hausse de la croissance des organismes par rapport aux témoins après l’exposition à l’effluent. Un essai de toxicité sublétale sert à mesurer ce qui est nocif pour l’organisme (par ex. effets sur la croissance ou la reproduction), tout en restant inférieur à ce qui entraîne directement la mort pendant la période de l’essai.

Indice de régularité -- Une mesure de la régularité de la distribution des individus parmi les différents taxons. Cette mesure aide à évaluer les changements de l’abondance relative des taxons.

Indice de similitude -- Un indice de la différence entre les structures des communautés (notamment leur composition taxonomique) entre deux sites.Un chiffre plus élevé indique une différence plus grande. L’indice sert à évaluer la similitude entre les communautés d’invertébrés benthiques de différents sites par rapport aux conditions de référence.

Plan d’étude en gradient -- Étude conçue avec un échantillonnage le long d’un gradient de concentration d’effluent décroissante, en débutant par les zones exposées proche de la mine puis en allant vers les zones plus éloignées de la mine et moins exposées.

Plan d’étude témoin-exposition -- Un plan d’étude comportant au moins une zone témoin, normalement en amont de la mine ou situé dans un autre bassin versant (non exposé à l’effluent minier), et une zone exposée ou une série de telles zones, souvent en aval de la mine (exposées à l’effluent minier).

Poids corporel selon l’âge -- Mesure du taux de croissance des poissons décrit par la relation entre la taille (poids) et l’âge. Sur toute la vie d’un poisson, le taux de croissance peut décliner avec l’âge de l’animal.

Poids relatif des gonades -- Une mesure de l’investissement du poisson dans sa reproduction qui décrit la relation entre le poids des gonades et celui du corps.

Richesse taxonomique -- Nombre total des différentes catégories taxonomiques collectées dans un échantillon à une station de prélèvement (par ex., nombre d’espèces, nombre de familles).

Seuil critique d’effet (SCE) -- Valeur au-dessus de laquelle un effet peut indiquer un risque plus élevé pour l’environnement.

Taille du foie (poids relatif du foie) -- Une mesure des réserves en énergie du poisson ou de la réponse à l’exposition à un composé toxique qui décrit la relation entre le poids du foie et le poidspoids corporel.

Taxon -- Un groupe taxonomique dans lequel un organisme est classifié sur la base de similitudes structurelles et de relation évolutive avec d’autres organismes. Par tradition, ces groupes sont organisés hiérarchiquement en espèce, genre, famille, ordre, classe, embranchement, etc.

Zone de référence -- Eau fréquentée par les poissons qui n’est  pas exposée à l’effluent et dont l’habitat est aussi similaire que possible à celui de la zone exposée.

Zone d’exposition -- Tous les habitats de poisson et les eaux qui sont exposés à l’effluent et fréquentés par des poissons.

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8.0 Références

Booty W.G., Wong I., Lam D. et Resler O. 2009. « A decision support system for environmental effects monitoring ». Environ. Modelling & Software, vol. 24, p. 889-900.

Borcard D. et Legendre P. 2013. Review of the pros and cons of available indices applicable to the environmental effects monitoring to evaluate changes in benthic invertebrate community structure in response to effluent exposure. (Peut être obtenue sur demande auprès d’Environnement Canada at ec.esee-eem.ec@canada.ca)

Environnement Canada. 2012a. Guide technique pour l’étude de suivi des effets sur l’environnement (ESEE) des mines de métaux.

Environnement Canada. 2012b. Deuxième évaluation nationale de l’information tirée de la surveillance des effets environnementaux des Mines de métaux visés par le Règlement sur les effluents des mines de métaux. Bureau national des études de suivi des effets sur l’environnement, Division de la foresterie, de l’agriculture et de l’aquaculture, Environnement Canada.

Environnement Canada. 2015. Évaluation sommaire de la performance des mines de métaux assujetties au Règlement sur les effluents des mines de métaux en 2013.

Lowell R.B., Tessier C., Walker S.L., Willsie A., Bowerman M. et Gautron D. 2008. Évaluation nationale des données de la phase 1 du Programme d’étude de suivi des effets sur l’environnement des mines de métaux. Gatineau (Québec), Bureau national des études de suivi sur l’environnement, Environnement Canada.

Munkittrick K.M., Arens C.J., Lowell R.B. et Kaminski G.P. 2009. « A review of potential methods of determining critical effects size for designing environmental monitoring programs ». Environ. Toxicol. Chem. Vol. 28, n^o 7, p. 1361-1371.

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Annexe A : Mines de métaux visées par le Règlement sur les effluents des mines de métaux en 2013

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Annexe B : Indicateurs d’effets, seuils critiques d’effet et études réalisées

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Annexe C : Résultats par mine des études d’évaluation des effets potentiels

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Effet pour l’habitat des poisons

Effet pour les poissons et effet le plus intense pour les poissons et leur habitat

Annexe D : Concentrations moyennes de mercure total dans les tissus des poissons, par mine

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Annexe E : Tendances de la toxicité sublétale

Figure E4. Moyenne géométrique de CI₂₅ (pourcentage d’effluent en volume) et proportion des essais pour chaque catégorie de toxicité sublétale par année pour l’essai d’inhibition de la croissance de l’algue Pseudokirchneriella subcapitata

Note : Le nombre d’essais réalisés chaque année varie entre 119 et 152.

Figure E5. Moyenne géométrique de CI₂₅ (pourcentage d’effluent en volume) et proportion des essais pour chaque catégorie de toxicité sublétale par année pour l’essai d’inhibition de la croissance larvaire du poisson Pimephales promelas

Note : Le nombre d’essais réalisés chaque année varie entre 111 et 140.

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Annexe F : Tendances de la toxicité sublétale en fonction du type de minerai

Note : La fourchette du nombre d’essais réalisés annuellement est indiquée entre parenthèses.

Note : La fourchette du nombre d’essais réalisés annuellement est indiquée entre parenthèses.

Note : La fourchette du nombre d’essais réalisés annuellement est indiquée entre parenthèses.

Note : La fourchette du nombre d’essais réalisés annuellement est indiquée entre parenthèses.

Note : La fourchette du nombre d’essais réalisés annuellement est indiquée entre parenthèses.

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Annexe G : Concentrations annuelles moyennes des données de caractérisation de l’effluent

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Annexe H : Résumé des études poussées, par mine