Évaluation de la mesure du rendement du volet écologique des composés inorganiques de l’arsenic 

Résumé de l’évaluation de la mesure du rendement du volet écologique des composés inorganiques de l’arsenic

Résumé

Les évaluations de la mesure du rendement constituent un élément essentiel du processus global de gestion des produits chimiques, car elles fournissent aux Canadiennes et aux Canadiens de l'information sur l'efficacité des mesures de gestion des risques appliquées aux substances toxiques. Le présent rapport évalue le rendement de l'approche de gestion des risques appliquée aux composés d'arsenic inorganique, qui ont été désignés comme présentant un risque pour l'environnement.

La gestion des risques associés aux composés inorganiques de l'arsenic a été choisie pour une évaluation de la mesure du rendement parce que la substance répondait à plusieurs critères de préparation énoncés dans la Stratégie d'évaluation de la mesure du rendement pour la gestion des risques des substances toxiques. Ces critères comprennent notamment la mise en œuvre d'instruments de gestion des risques pendant une période suffisamment longue pour permettre de mesurer leur incidence, ainsi que la disponibilité de données sur les indicateurs de rendement clés.

Les composés inorganiques de l'arsenic sont présents dans l'environnement en raison de processus naturels, comme les éruptions volcaniques et l'altération des roches, ainsi que d'activités humaines telles que la production de métaux et de minéraux, la combustion du charbon et l'utilisation de l'arsenic dans les pesticides. L'évaluation de la liste des substances d'intérêt prioritaire 1 (LSIP1) de 1993 a conclu que les composés inorganiques de l'arsenic pénétraient dans l'environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à avoir un effet nocif sur l'environnement et potentiellement sur la santé humaine. Par conséquent, ces composés ont été ajoutés à l'annexe 1, qui contient la liste des substances jugées toxiques au sens de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) (LCPE).

L'ajout d'une substance à l'annexe 1 permet au gouvernement du Canada de prendre des mesures en vertu de la LCPE afin de gérer et d'atténuer les risques que la substance pose pour les êtres humains et l'environnement. L'approche de gestion des risques associés aux composés inorganiques de l'arsenic consistait à utiliser les mesures existantes visant à contrôler les rejets de métaux et d'autres substances toxiques, plutôt qu'à élaborer des mesures de gestion des risques propres à l'arsenic. Les objectifs du gouvernement consistent à réduire les concentrations environnementales à des niveaux inférieurs à ceux susceptibles de causer des effets nocifs (objectif environnemental) en prévenant ou en réduisant les rejets de composés inorganiques de l'arsenic dans la plus grande mesure possible (objectif de gestion des risques). Le présent rapport évalue l'efficacité des mesures de gestion des risques prises depuis 1993 pour réduire les risques des composés inorganiques de l'arsenic pour l'environnement, examine les progrès accomplis vers l'atteinte des objectifs environnementaux et des objectifs de gestion des risques, et évalue les efforts déployés par Environnement et Changement climatique Canada pour communiquer au public les risques environnementaux associés aux composés inorganiques de l'arsenic.

Dans l'ensemble, l'évaluation de la mesure du rendement a conclu que des progrès ont été réalisés dans l'atteinte des objectifs environnementaux et des objectifs de gestion des risques. Les mesures de gestion des risques ont généralement permis de réduire efficacement les rejets provenant des sources préoccupantes recensées. Les rejets industriels d'arsenic ont diminué de façon importante depuis 1993, principalement en raison des réductions observées dans le secteur de la production de métaux et de minéraux. Même si ce secteur demeure la plus importante source de rejets d'arsenic dans l'environnement, on s'attend à ce que les rejets continuent de diminuer grâce à la mise en œuvre des mesures de gestion des risques existantes. Ces mesures devraient être mises à jour au besoin afin d'intégrer les progrès réalisés en matière de pratiques exemplaires environnementales et de meilleures technologies disponibles, ainsi que pour suivre le taux de mise en œuvre des mesures volontaires.

L'augmentation importante des éliminations sur place provenant du secteur minier, attribuable à l'arsenic contenu dans les stériles miniers ou les résidus miniers, reflète une intensification des activités ou une amélioration des pratiques de déclaration. Bien que les pratiques actuelles d'élimination soient adéquates, la grande quantité de déchets miniers contenant de l'arsenic devient une source croissante de préoccupation pour la gestion environnementale future. Cette situation est particulièrement pertinente compte tenu des répercussions à long terme une fois que les installations cessent leurs activités, ainsi que du grand nombre de sites miniers fermés nécessitant des travaux de restauration.

Les réductions des rejets industriels ont entraîné une diminution des concentrations environnementales d'arsenic sous les niveaux préoccupants dans de nombreuses régions. Toutefois, certaines régions du Canada, comme les Grands Lacs, présentent encore des concentrations d'arsenic supérieures aux niveaux considérés comme susceptibles de causer des effets nocifs. Il demeure essentiel de poursuivre la surveillance des concentrations d'arsenic dans l'environnement en vue des évaluations futures. Il serait avantageux d'accroître les efforts de surveillance afin de combler les lacunes, notamment par une collaboration avec les provinces et les territoires. Il est recommandé de poursuivre les recherches sur les effets nocifs de l'arsenic sur la faune et les tissus de poissons afin de mieux évaluer le risque environnemental.

Peu de documents de communication ont été publiés sur l'arsenic dans l'environnement et les risques connexes. Les travaux en cours pour améliorer la sensibilisation et l'accès du public aux données, notamment au moyen de tableaux de bord conviviaux, aideront les Canadiennes et les Canadiens à mieux comprendre les risques liés aux substances toxiques, leurs sources et les mesures permettant de prévenir la pollution.

En résumé, les activités humaines continuent de rejeter de l'arsenic dans l'environnement, et les concentrations observées dans certaines régions dépassent les seuils associés à des effets nocifs. Des travaux supplémentaires sont nécessaires pour déterminer s'il est possible de réduire davantage les rejets et si de nouvelles mesures de gestion des risques sont requises pour certains secteurs et certaines sources. La poursuite de la collaboration avec les États-Unis et les partenaires nationaux demeure essentielle pour gérer les rejets qui dépassent le champ de compétence fédéral. Une évaluation de suivi du rendement des mesures de gestion des risques est recommandée d'ici 2035 afin d'évaluer la mise en œuvre de toute nouvelle mesure, lorsque cela est justifié, et de recueillir des données supplémentaires sur la mesure du rendement et l'environnement. Ces données seront essentielles pour les évaluations futures et les efforts de gestion des risques.

Une évaluation de la mesure du rendement de l'efficacité des mesures prises par le gouvernement du Canada pour répondre aux risques des composés inorganiques de l'arsenic pour la santé humaine sera réalisée séparément par Santé Canada.

Glossaire des termes

Analyse des grappes de rétrotrajectoires

Technique utilisée pour retracer le parcours d’une masse d’air précise dans l’atmosphère jusqu’à sa source.

Données de référence

Points de référence ou normes servant à mesurer le rendement ou les réalisations.

Biodilution

Phénomène par lequel certaines substances deviennent moins concentrées à mesure qu’elles remontent les différents échelons de la chaîne alimentaire.

Arsenic biodisponible

Arsenic disponible pour l’absorption par les organismes vivants à partir de l’environnement, indiquant son incidence biologique potentielle.

Biosolides

Produit solide principalement organique issu du traitement des eaux usées pouvant être utilisé de façon bénéfique.

EBEI (exigences de base relatives aux émissions industrielles)

Les EBEI sont des exigences relatives aux émissions destinées à s’appliquer aux principaux secteurs industriels ou types d’équipement afin de garantir que les sources industrielles importantes atteignent un bon rendement de base partout au pays.

ACC (arséniate de cuivre chromaté)

Composé chimique utilisé comme agent de préservation du bois pour le protéger contre la pourriture, la décomposition et les attaques d’insectes. Toutefois, en raison de sa toxicité, il n’est plus utilisé dans la construction résidentielle au Canada.

CCME (Conseil canadien des ministres de l’environnement)

Forum intergouvernemental chargé de coordonner les politiques et programmes environnementaux au Canada.

LCPE (Loi canadienne sur la protection de l’environnement [1999])

Loi fédérale établissant le cadre de la protection de l’environnement et de la prévention de la pollution au Canada.

PGPC (Plan de gestion des produits chimiques)

Initiative du gouvernement du Canada visant à réduire les risques que les substances chimiques posent pour la population canadienne et son environnement.

ACO (Accord Canada-Ontario)

Accord établissant les responsabilités particulières du gouvernement fédéral canadien et du gouvernement provincial de l’Ontario relativement à la gestion de la santé environnementale des Grands Lacs.

DCO (demande chimique en oxygène)

Mesure de la quantité d’oxygène nécessaire pour oxyder les matières organiques solubles et particulaires dans l’eau.

Coke

Type de solide riche en carbone dérivé du charbon et utilisé comme combustible et dans la fabrication de l’acier.

Concentration

Quantité d’une substance dans un volume ou une masse donné d’un milieu (comme l’air, l’eau ou le sol). Habituellement exprimée en unités telles que les nanogrammes par mètre cube pour l’air (ng/m³), les microgrammes par litre (µg/L) pour l’eau ou les microgrammes par gramme (µg/g) pour les solides.

Effluents

Désigne le contenu total des eaux traitées rejetées par un système de traitement des eaux usées, y compris les formes dissoutes et particulaires de substances chimiques qui subsistent après le traitement et sont rejetées dans l’environnement. Peut également désigner les rejets d’eaux usées traitées ou non traitées provenant d’une installation industrielle.

Code de pratique environnemental

Lignes directrices volontaires publiées afin de gérer et d’atténuer les incidences environnementales provenant d’un secteur source particulier en recommandant des pratiques et procédures exemplaires. Instrument de gestion des risques disponible en vertu de la LCPE.

Dépassement

Situation où la concentration d’une substance mesurée dans l’environnement, une plante ou un animal est supérieure aux critères ou lignes directrices établis en matière de qualité de l’environnement.

Étangs facultatifs et étangs aérés

Systèmes de traitement des eaux usées utilisant des processus naturels et assistés pour décomposer la matière organique, les étangs facultatifs reposant en partie sur les algues et les étangs aérés utilisant des équipements mécaniques pour mélanger l’air et l’eau.

Corridor fluvial

Zones adjacentes aux rivières et aux cours d’eau étudiées pour leurs caractéristiques environnementales et leur rôle dans le maintien de l’équilibre écologique.

Rejets atmosphériques fugitifs

Rejets qui échappent aux systèmes de captage à partir de cheminées, d’évents ou d’autres flux d’air confinés en raison de fuites d’équipement, d’une collecte inadéquate des gaz ou de l’évaporation.

AQEGL (Accord relatif à la qualité de l’eau dans les Grands Lacs)

Accord conclu entre les États-Unis et le Canada visant à restaurer et à protéger les eaux des Grands Lacs.

Lignes directrices

Pratiques ou limites recommandées qui ne sont pas obligatoires, mais qui servent à orienter des approches cohérentes et optimales dans des domaines précis. Par exemple, les lignes directrices établies en vertu de la LCPE peuvent recommander des limites pour les rejets de substances dans l’environnement ou des pratiques exemplaires visant à éviter ou à réduire les rejets.

ICP-MS (spectrométrie de masse avec plasma à couplage inductif)

Technique analytique utilisée pour les déterminations élémentaires, capable de détecter les métaux et plusieurs non-métaux à de très faibles concentrations.

Secteur du fer, de l’acier et de l’ilménite

Industries participant à la transformation du minerai de fer, du fer, de l’acier et de l’ilménite, chacune présentant des incidences environnementales et des considérations réglementaires particulières.

REMMMD (Règlement sur les effluents des mines de métaux et des mines de diamants)

Règlement encadrant le rejet des effluents provenant des mines de métaux et de diamants au Canada.

Concentration moyenne

La moyenne est la valeur moyenne d’un ensemble de données. Elle est calculée en additionnant toutes les valeurs puis en divisant le total par le nombre d’observations. La concentration moyenne représente la valeur typique de l’ensemble de données, mais elle peut être davantage influencée par les valeurs extrêmes (valeurs aberrantes) que la médiane.

Concentration médiane

La médiane est la valeur centrale d’un ensemble de données classées par ordre de grandeur. Si l’ensemble de données comporte un nombre impair d’observations, il s’agit de la valeur centrale; s’il comporte un nombre pair d’observations, il s’agit de la moyenne des deux valeurs centrales. La concentration médiane représente un point central des données et est moins influencée par les valeurs extrêmes que la moyenne.

Exploitation minière

Ensemble des procédés industriels, y compris les activités d’extraction, utilisés pour retirer des minéraux et d’autres matières géologiques de la Terre. Ces procédés peuvent faire appel à des techniques de surface ou souterraines et constituent la base de la production de métaux et d’autres ressources essentielles.

NOx (oxydes d’azote)

Gaz produits comme sous-produits des procédés de combustion et contribuant de façon importante au smog et aux pluies acides.

INRP (Inventaire national des rejets de polluants)

Programme du gouvernement du Canada obligeant les installations à déclarer les quantités de polluants qu’elles rejettent dans l’environnement.

Concentrations en phase particulaire

Concentration d’une substance liée à des particules dans l’eau, par opposition à une substance dissoute dans l’eau elle-même.

Accord de rendement

Accord volontaire entre des organismes de réglementation et des industries visant à respecter des normes de rendement précises en matière de gestion environnementale.

EMR (évaluation de la mesure du rendement)

Processus d’évaluation conçu pour mesurer l’efficacité des mesures de gestion des risques en place pour les substances jugées toxiques en vertu de la LCPE.

PM (matières particulaires)

Petites particules ou gouttelettes présentes dans l’air.

PM_2,5 (matières particulaires d’un diamètre inférieur à 2,5 micromètres) et PM₁₀ (matières particulaires d’un diamètre inférieur à 10 micromètres)

Les particules fines peuvent transporter diverses substances, y compris l’arsenic. Leur petite taille leur permet de pénétrer profondément dans les poumons et même d’entrer dans la circulation sanguine, ce qui présente des risques plus élevés pour la santé que les particules plus grosses comme les matières particulaires totales (MPT).

Avis de planification de la prévention de la pollution

Avis officiels publiés à l’intention des installations leur demandant de préparer et de mettre en œuvre des plans visant à réduire la pollution au minimum. Instrument de gestion des risques disponible en vertu de la LCPE.

REFPP (Règlement sur les effluents des fabriques de pâtes et papiers)

Règlement canadien limitant les rejets d’effluents des fabriques de pâtes et papiers afin de protéger la qualité de l’eau.

LSIP (liste des substances d’intérêt prioritaire)

Liste historique de substances au Canada jugées nécessiter une évaluation afin de déterminer leur incidence sur la santé de la population canadienne ou sur l’environnement.

LSIP1 (liste des substances d’intérêt prioritaire 1)

Première série de substances évaluées en vertu de la LCPE, comprenant les composés inorganiques de l'arsenic.

Potentiel d’oxydo-réduction

Mesure de la tendance d’une substance à gagner ou à perdre des électrons. Il est essentiel à la compréhension du transfert d’énergie dans les réactions chimiques et les systèmes biologiques.

Instruments réglementaires

Outils utilisés par les gouvernements ou les organismes de réglementation pour imposer des mesures destinées à protéger l’environnement.

Temps de séjour

Temps moyen pendant lequel un volume d’eau demeure dans un lac ou un autre plan d’eau. En sciences de l’environnement, cette notion est importante parce que des temps de séjour plus longs peuvent permettre des réactions chimiques plus étendues ou une plus grande sédimentation des particules.

Objectifs de gestion des risques

Cibles précises établies afin de gérer et d’atténuer les risques associés à l’utilisation de substances toxiques.

SO₂ (dioxyde de soufre)

Gaz produit par la combustion de combustibles contenant du soufre ou par la fusion de minerais métalliques, pouvant causer des problèmes respiratoires et nuire à l’environnement.

Évaluations statistiques

Méthodes utilisées pour analyser les données afin de déterminer des tendances, des relations et des modèles dans les études environnementales.

CSE (concentration seuil produisant un effet)

Limite supérieure des concentrations de contaminants dans un milieu qui ne produisent aucun effet sur l’environnement. Utilisée le plus souvent pour les concentrations dans les sédiments.

MPT (matières particulaires totales)

Masse combinée de toutes les matières particulaires émises par une source, mesurée afin d’évaluer la qualité de l’air.

COV (composés organiques volatils)

Produits chimiques organiques qui s’évaporent à température ambiante et réagissent dans l’atmosphère pour former de l’ozone, contribuant ainsi à la pollution atmosphérique.

Gestion de l’eau et des eaux usées

Pratique consistant à gérer les ressources en eau, ainsi que la collecte et le traitement des eaux usées afin de réduire les incidences environnementales.

Affluents d’eaux usées

Désigne le contenu total des eaux usées non traitées provenant de sources résidentielles, commerciales, institutionnelles et industrielles, y compris les formes dissoutes et particulaires de substances chimiques, entrant dans un système de traitement des eaux usées pour y être traitées.

Critères de qualité de l’eau

Normes établies par les organismes de réglementation précisant les concentrations maximales admissibles de polluants dans l’eau afin de protéger la santé humaine et la vie aquatique.

Eau entière

Désigne le contenu total d’une substance dans ses formes dissoute et particulaire dans un échantillon d’eau. Cela diffère des mesures qui ne prennent en compte que les substances dissoutes. Les mesures de substances dissoutes et d’eau entière sont toutes deux utilisées parce que les contaminants liés aux particules peuvent tout de même présenter des risques pour l’environnement et la santé, notamment en influençant la biodisponibilité, le transport et le dépôt à long terme dans les écosystèmes.

RESAEU (Règlement sur les effluents des systèmes d’assainissement des eaux usées)

Règlement fédéral canadien encadrant le traitement et le rejet des effluents des systèmes d’assainissement des eaux usées afin de protéger la qualité de l’eau.

1. Introduction

Le gouvernement du Canada vise à atténuer les risques que présentent pour la population canadienne et l’environnement les substances jugées toxiques au sens de la Loi canadienne sur la protection de l’environnement (1999) (LCPE) au moyen d’initiatives de gestion des risques menées dans le cadre du Plan de gestion des produits chimiques. Les évaluations de la mesure du rendement jouent un rôle essentiel dans le processus global de gestion des produits chimiques en fournissant aux Canadiennes et aux Canadiens de l’information sur l’efficacité des mesures de gestion des risques mises en œuvre pour les substances toxiques. L’approche utilisée pour évaluer l’efficacité de ces mesures et l’atteinte des objectifs relatifs aux substances toxiques est décrite dans la Stratégie d’évaluation de la mesure du rendement pour la gestion des risques des substances toxiques.

Le présent rapport vise à évaluer l’efficacité des mesures de gestion des risques mises en œuvre par le gouvernement du Canada pour l’arsenic et ses composés inorganiques, plus précisément afin de déterminer si les objectifs établis pour cette substance ont été atteints, si des mesures supplémentaires sont nécessaires pour protéger l’environnement ou si les mesures de gestion des risques n’ont pas permis d’obtenir les résultats escomptés. Santé Canada présentera séparément les résultats de son évaluation concernant l’efficacité des mesures prises par le gouvernement du Canada pour protéger la santé humaine.

1.1 Sources, devenir et effets de l’exposition

L’arsenic est un élément présent dans la croûte terrestre et couramment retrouvé dans les dépôts de combustibles tels que le charbon, le pétrole et diverses formations géologiques. L’arsenic est mobilisé dans l’air, le sol et l’eau par des processus naturels tels que les éruptions volcaniques et l’altération des roches.

Les activités humaines, notamment l’exploitation minière, la production de métaux et de minéraux, l’utilisation de pesticides arsenicaux, la production d’électricité à partir du charbon et l’élimination des déchets domestiques et industriels, ont considérablement augmenté les quantités d’arsenic rejetées dans l’environnement.

Lorsqu’il est rejeté dans l’environnement, l’arsenic peut prendre différentes formes chimiques pouvant être classées comme composés organiques ou inorganiques de l’arsenic. Les composés inorganiques, comme l’arsénite (As³⁺) et l’arséniate (As⁵⁺), sont hautement toxiques pour l’environnement et les êtres humains. Les composés de l’arsenic contenant du carbone sont appelés composés organiques et comprennent notamment l’acide monométhylarsonique (MMA) et l’acide diméthylarsinique (DMA). Ces composés sont moins toxiques que les composés inorganiques de l'arsenic. La transformation de l’arsenic inorganique en arsenic organique résulte de processus naturels, principalement de l’action microbienne dans l’environnement, par lesquels les microorganismes présents dans le sol et l’eau méthylent les composés inorganiques de l'arsenic, produisant des composés organiques comme le MMA et le DMA. Compte tenu de la toxicité plus élevée de l’arsenic inorganique et de sa plus grande présence dans l’environnement, le présent rapport portera principalement sur les composés inorganiques de l'arsenic, puisqu’ils constituaient la base de l’évaluation initiale de la toxicité.

L’arsenic peut être transporté sur des centaines de kilomètres dans l’atmosphère avant de se déposer sur les terres ou dans les plans d’eau. Dans les milieux terrestres, l’arsenic peut s’accumuler dans le sol et pénétrer dans la chaîne alimentaire par l’absorption des végétaux. Il peut pénétrer dans les sources d’eau par lixiviation naturelle à partir des roches et des sols. Dans les systèmes aquatiques, l’arsenic peut se trouver sous forme dissoute ou être associé aux matières particulaires présentes dans l’eau. L’arsenic peut se fixer aux particules et se déposer dans les sédiments, où il peut demeurer pendant de longues périodes. Dans certaines conditions, l’arsenic peut être remobilisé, ce qui représente une menace à long terme pour les écosystèmes aquatiques. L’arsenic tend à s’accumuler dans les organismes, particulièrement chez les espèces aquatiques et les végétaux, ce qui peut entraîner sa persistance dans les réseaux trophiques. L’arsenic présente des risques pour les écosystèmes et la santé humaine en raison de son potentiel d’accumulation dans les organes et les tissus de diverses espèces, notamment les poissons et les oiseaux. Les animaux touchés présentent généralement, entre autres symptômes, de fortes douleurs abdominales, un pouls faible et de la déshydratation.

1.2 Approche fédérale de gestion des risques des composés inorganiques de l'arsenic

En vertu de la Loi canadienne sur la protection de l’environnement (1988) (LCPE 1988), le ministre de l’Environnement et le ministre de la Santé avaient tous deux pour mandat d’établir une liste de substances nécessitant une évaluation prioritaire afin de déterminer si elles étaient « toxiques » ou susceptibles de le devenir, conformément à la définition énoncée à l’article 11 de la Loi. Cette liste était appelée la liste des substances d’intérêt prioritaire (LSIP). La LCPE 1988 exigeait que les substances inscrites à la LSIP soient évaluées dans les cinq ans suivant leur inscription.

L’arsenic faisait partie du premier groupe de substances évaluées dans le cadre de la liste des substances d’intérêt prioritaire 1 (LSIP1), établie en vertu de la LCPE 1988. L’évaluation réalisée en 1993 a conclu que les composés inorganiques de l'arsenic répondaient à la définition de « toxique » au sens de la LCPE puisqu’ils présentaient un risque pour l’environnement et la santé humaine. À la suite de cette évaluation, les composés inorganiques de l'arsenic ont été ajoutés à l’annexe 1 de la LCPE en 2000.

En réponse aux conclusions de toxicité visant les composés inorganiques de l'arsenic et d’autres substances, le gouvernement fédéral a établi la Politique de gestion des substances toxiques (PGST), qui adopte une approche préventive et de précaution pour gérer les substances rejetées dans l’environnement susceptibles de nuire à la santé humaine ou à l’environnement. Cette politique découle de consultations menées auprès des intervenants entre septembre 1994 et avril 1995, à la suite de la publication du document de discussion du gouvernement fédéral intitulé « Politique de gestion des substances toxiques -rapport sur les consultations publiques (anglais seulement) ». Dans le cadre de la PGST, une gestion du cycle de vie de la voie 2 a été appliquée à l’arsenic et à d’autres substances similaires, en mettant l’accent sur le contrôle et la gestion des risques pendant tout leur cycle de vie. Cette approche concordait avec l’objectif général de la PGST de réduire au minimum les rejets de substances toxiques dans l’environnement.

La politique fournissait aux décideurs des orientations et établissait un cadre de gestion fondé sur la science afin d’assurer l’harmonisation des programmes fédéraux avec ses objectifs. Elle a également servi de pierre angulaire à la position du gouvernement fédéral en matière de gestion des substances toxiques dans les discussions avec les provinces et les territoires, ainsi que dans les négociations internationales jusqu’au lancement du Plan de gestion des produits chimiques (PGPC) en 2006.

Le Rapport de l’automne 2018 du commissaire à l’environnement et au développement durable au Parlement du Canada a évalué si Environnement et Changement climatique Canada (ECCC) et Santé Canada (SC) appliquaient efficacement les règlements pris en vertu de la LCPE pour contrôler les substances toxiques. Le rapport a relevé que les priorités d’application n’étaient pas fondées sur les risques pour la santé et l’environnement, que les recommandations formulées dans des audits antérieurs n’avaient pas été pleinement mises en œuvre et que l’information publique sur les substances toxiques manquait souvent de clarté.

À la suite directe de ce rapport, les ministères ont élaboré une stratégie d’évaluation de la mesure du rendement (EMR), intégrée au cadre plus large du PGPC. Cette stratégie sert actuellement d’outil pour évaluer l’efficacité des mesures mises en œuvre pour protéger la santé humaine et l’environnement et pour déterminer dans quelle mesure les principaux objectifs, comme la réduction des risques pour la santé et des incidences environnementales, ont été atteints. Cette analyse détaillée est essentielle pour permettre aux ministères fédéraux de prendre des décisions fondées sur les données, de cerner les initiatives efficaces et de mettre en évidence les domaines nécessitant des améliorations.

De plus, la stratégie met l’accent sur la transparence et la responsabilisation. En communiquant les résultats des évaluations au public, aux intervenants et aux autres organismes de réglementation, il est possible d’obtenir une compréhension plus claire du rendement du Canada à l’égard de ses efforts de gestion des produits chimiques. Cette transparence favorise la responsabilisation et fournit au public et aux intervenants de précieux renseignements leur permettant de participer plus efficacement aux discussions et aux initiatives liées à la gestion des produits chimiques.

L’approche utilisée pour évaluer l’efficacité des mesures de gestion des risques et déterminer si les objectifs relatifs aux substances toxiques ont été atteints est présentée dans la stratégie d’EMR pour la gestion des risques des substances toxiques, intitulée : Mesure du rendement stratégique : Évaluation de l’efficacité des mesures de gestion des risques pour la protection des Canadiens et de leur environnement.

1.3 Rapport d’évaluation de la mesure du rendement

L’arsenic a été choisi pour l’évaluation à l’issue d’un processus d’établissement des priorités. Un facteur clé ayant motivé sa sélection était sa reconnaissance de longue date comme substance toxique pour l’environnement et la santé humaine en vertu de la LCPE. Comme il est indiqué dans la section précédente, les composés inorganiques de l’arsenic ont été ajoutés à l’annexe 1 de la nouvelle Loi canadienne sur la protection de l’environnement (1999) (LCPE) en 2000 à la suite d’une évaluation approfondie des risques.

Comme aucune stratégie officielle de gestion des risques n’a été élaborée pour gérer l’arsenic, aux fins de la présente évaluation, l’objectif environnemental relatif à l’arsenic consiste à réduire les rejets anthropiques canadiens de composés inorganiques de l’arsenic afin qu’ils ne dépassent pas les concentrations susceptibles de causer des effets nocifs sur l’environnement, en tenant compte des concentrations naturelles de fond. L’objectif de gestion des risques relatif à l’arsenic consiste à atteindre les plus faibles rejets anthropiques de composés inorganiques de l’arsenic qui soient techniquement et économiquement réalisables, en tenant compte des facteurs socioéconomiques et en mettant l’accent sur les mesures prises depuis l’évaluation de 1993.

Pour orienter cette évaluation, plusieurs indicateurs de rendement ont été définis :

Les concentrations environnementales d’arsenic sont-elles préoccupantes ou dépassent-elles les lignes directrices fondées sur les risques?

Les tendances des concentrations environnementales d’arsenic sont étroitement surveillées et analysées pour déterminer si l’arsenic est présent ou pénètre dans l’environnement à des concentrations susceptibles de causer des effets nocifs et de comparer les conditions actuelles à celles observées avant la mise en œuvre des mesures de gestion des risques (conditions de référence).

Existe-t-il des sites précis qui présentent des concentrations élevées d’arsenic?

L’évaluation examine les différences entre les concentrations d’arsenic observées dans les sites de référence et les sites touchés, en mettant l’accent sur différents milieux, notamment l’eau, le sol et l’air, pour fournir de l’information sur la répartition spatiale et les incidences localisées de la contamination par l’arsenic ainsi que sur leur évolution au fil du temps.

Compte tenu de l’évolution des concentrations d’arsenic au fil du temps, des mesures de protection supplémentaires sont-elles nécessaires?

L’évaluation examine la mise en œuvre et l’efficacité des mesures de gestion des risques pertinentes, notamment si elles ont permis d’atteindre les cibles et objectifs prévus, et vérifie si elles ont entraîné des réductions mesurables des rejets d’arsenic au fil du temps.

Les entreprises mettent-elles pleinement en œuvre les pratiques exemplaires?

Compte tenu des facteurs socioéconomiques, l’évaluation examine dans quelle mesure les meilleures technologies disponibles et les pratiques exemplaires environnementales sont mises en œuvre dans les secteurs préoccupants pour déterminer si les rejets anthropiques d’arsenic provenant de ces secteurs peuvent être réduits davantage.

Les données de surveillance actuelles sont-elles suffisantes pour évaluer les risques et les résultats environnementaux?

Le rapport évalue la pertinence des renseignements recueillis pour appuyer la prise de décisions fondées sur la science dans le cadre de la gestion des risques liée au volet écologique de l’EMR pour l’arsenic, en fournissant de l’information sur la disponibilité et la qualité des données nécessaires à une prise de décisions éclairée.

Le présent rapport formulera des recommandations concernant la nécessité d’envisager de nouvelles mesures de gestion des risques, d’améliorer les initiatives de surveillance, de renforcer les stratégies de communication, de modifier les objectifs environnementaux ou les objectifs de gestion des risques, ainsi que de recenser de nouvelles sources d’exposition. Il déterminera également la nécessité de réaliser de futures évaluations.

2. Rejets d’arsenic provenant des activités humaines

L’arsenic est rejeté dans l’environnement comme sous-produit de diverses activités humaines. Ces sources anthropiques comprennent la combustion des combustibles fossiles, l’élimination des déchets, ainsi que les activités passées et actuelles d’exploitation minière et de production de métaux et de minéraux. De plus, la production et l’utilisation de produits contenant de l’arsenic contribuent à ses rejets dans l’environnement. Les composés de l’arsenic ont été utilisés dans des agents de préservation du bois comme l’arséniate de cuivre chromaté (ACC), dans certains pesticides et herbicides, ainsi que comme élément d’alliage pour créer ou renforcer certaines propriétés d’autres métaux.

L’évaluation de la LSIP1 a permis de cerner ces principales sources, mettant particulièrement en évidence les activités de production de métaux et de minéraux, notamment la production de métaux de base et d’or, l’exploitation minière, les centrales électriques alimentées au charbon, l’utilisation de pesticides à base d’arsenic et d’agents de préservation du bois, ainsi que l’élimination des déchets domestiques et industriels, comme importantes sources de contamination environnementale.

Les polluants environnementaux comme l’arsenic sont suivis dans le cadre d’initiatives fédérales telles que l’Inventaire national des rejets de polluants (INRP). Bien que l’Inventaire des émissions de polluants atmosphériques (IEPA) consigne les rejets de plusieurs polluants qui influent sur la qualité de l’air, y compris ceux contribuant au smog et aux pluies acides, ainsi que certains polluants faisant l’objet de déclarations internationales, il ne comprend pas le suivi des rejets d’arsenic.

2.1 Inventaire national des rejets de polluants

L’INRP est l’inventaire public canadien des rejets, des éliminations et des transferts de polluants. Il permet de suivre plus de 320 polluants provenant de plus de 7 000 installations partout au Canada. Les installations assujetties à l’obligation de déclaration comprennent les usines fabriquant divers produits, les mines, les activités pétrolières et gazières, les centrales électriques et les systèmes de traitement des eaux usées (STEU). Les données de l’INRP aident le gouvernement à établir les priorités environnementales et à surveiller le rendement environnemental. L’inventaire recueille les données principalement au moyen des déclarations obligatoires produites par les installations répondant à certains critères. Ces critères peuvent comprendre le type et la quantité de polluants rejetés, la taille de l’installation et la nature de ses activités. Les données de l’INRP sont publiées chaque année pour toutes les installations tenues de produire une déclaration.

Figure 1 : Carte des rejets d’arsenic déclarés en 2022

Les données de l’INRP sont organisées par secteurs industriels selon les codes établis dans le Système de classification des industries de l’Amérique du Nord (codes SCIAN). Il convient de noter qu’une même installation déclarant des données à l’INRP peut exercer des activités relevant de plus d’un code de secteur industriel. Même si les installations peuvent déclarer plus d’un code SCIAN à l’INRP, les rejets ne sont pas répartis par code, ce qui rend difficile la détermination des quantités relatives d’arsenic et d’autres substances rejetées par chaque activité industrielle au sein d’une même installation.

Aux fins du présent rapport, les installations déclarantes de l’INRP ont été examinées pour déterminer leurs principales activités, puis regroupées en secteurs industriels plus larges selon ces activités. Une correspondance détaillée de ces regroupements figure au tableau 11 de l’annexe.

L’INRP met périodiquement à jour ses exigences de déclaration. Ces mises à jour jouent un rôle essentiel pour refléter l’évolution des pratiques industrielles et des priorités environnementales, et elles influencent considérablement les données recueillies ainsi que la gestion des polluants. Notamment, entre 1993 et 2002, les exigences de déclaration de l’INRP ont été élargies pour inclure un éventail plus vaste d’activités et d’installations, permettant une surveillance accrue des industries susceptibles d’émettre de l’arsenic et améliorant l’exhaustivité des données sur les rejets d’arsenic. Une mise à jour importante a eu lieu en 2002 lorsque les seuils de déclaration pour l’arsenic et ses composés ont été modifiés pour passer à 50 kilogrammes avec un critère de concentration de 0,1 %, remplaçant les seuils précédents de 10 tonnes et de 1 % de concentration, resserrant ainsi les exigences de déclaration et améliorant le suivi et la gestion des rejets d’arsenic.

De plus, les modifications apportées en 2002 ont introduit de nouvelles exemptions et redéfini certains termes clés, comme « installation » et « sous-produit », ce qui a entraîné l’exclusion de certaines sources auparavant assujetties à la déclaration. Certaines substances ont également été reclassifiées, créant des lacunes dans les données lorsque les émissions ne satisfaisaient plus aux seuils révisés. Ces changements de définition, combinés aux exemptions propres à certains secteurs et aux incohérences transitoires dans les déclarations, ont contribué à des diminutions apparentes ou à la disparition de certaines données d’émissions qui reflètent des changements administratifs plutôt que de véritables réductions de la pollution.

Les mises à jour périodiques des exigences de collecte de données de l’INRP, bien qu’essentielles pour améliorer l’exactitude et la pertinence des données environnementales, compliquent la comparaison des données recueillies selon différentes exigences au fil du temps. Ces changements peuvent nuire à la cohérence des ensembles de données, rendant difficile la comparaison directe des tendances entre différentes périodes de déclaration. Pour remédier à cette situation et assurer une analyse cohérente, le présent rapport portera principalement sur les données recueillies à partir de 2002.

Bien que le présent rapport repose sur des données obtenues auprès de l’INRP, il importe de souligner que les valeurs présentées ici peuvent différer légèrement de celles figurant dans les publications de l’INRP. Cela s’explique par la réalisation de vérifications supplémentaires de la qualité des données et d’examens contextuels pour certains secteurs afin de clarifier les activités des installations, de vérifier les chiffres déclarés et d’assurer la cohérence avec la portée de la présente analyse. Par conséquent, certains ajustements ont été apportés pour mieux harmoniser les données avec les regroupements sectoriels élargis et les objectifs analytiques du présent rapport.

2.1.1 Rejets atmosphériques

Les rejets atmosphériques d’arsenic proviennent de plusieurs industries et activités clés. Les plus importants proviennent des activités de fusion dans le secteur de la production de métaux et de minéraux, particulièrement la production de métaux non ferreux comme le cuivre, le plomb et le zinc. Ces activités peuvent rejeter de l’arsenic dans l’atmosphère pendant les étapes d’extraction et de transformation. La combustion du charbon constitue une autre source importante, courante dans les centrales électriques et les installations industrielles. Le charbon utilisé dans ces procédés contient souvent des traces d’arsenic qui deviennent des émissions atmosphériques lors de la combustion.

Auparavant, les pesticides contenant de l’arsenic contribuaient fortement aux rejets atmosphériques d’arsenic. Même si leur utilisation a été limitée par des mesures réglementaires, les résidus de composés arsenicaux présents dans les sols où ces pesticides ont déjà été appliqués peuvent encore se volatiliser dans l’air. Les procédés de traitement du bois, qui utilisaient autrefois largement des agents de préservation à base d’arsenic, constituaient également une source importante de rejets d’arsenic. Ces utilisations ont presque entièrement disparu, mais elles représentaient historiquement une source notable. Enfin, l’arsenic peut être rejeté dans l’air lors de l’incinération de déchets contenant de l’arsenic, comme les matières compostables et les ordures provenant des habitations, des entreprises, des écoles et d’autres établissements. Les régions comptant une forte concentration d’industries comme l’exploitation minière, la fusion ou la combustion du charbon peuvent présenter des concentrations plus élevées d’arsenic dans l’air.

À partir des données de l’INRP, il est possible d’analyser les tendances du nombre d’installations ayant déclaré des rejets d’arsenic. Au cours des deux dernières décennies, la tendance générale montre que, malgré l’augmentation du nombre d’installations déclarantes, les rejets atmosphériques d’arsenic ont diminué de façon importante, passant d’un total de 163 581 kg en 2002 à 21 547 kg en 2022, soit une diminution de plus de 86 %, ce qui indique que les règlements, instruments environnementaux et méthodes de contrôle de la pollution sont efficaces.

Cette tendance s’explique principalement par les réductions observées dans le secteur de la production de métaux et de minéraux, principal contributeur aux rejets d’arsenic, dont les rejets atmosphériques sont passés de 160 960 kg en 2002 à 19 572 kg en 2022. Les rejets provenant de ce secteur ont diminué de façon constante.

En 2022, les rejets d’arsenic provenant du secteur de l’électricité et de la combustion étaient considérablement inférieurs à ceux de 2002, avec une diminution marquée des rejets atmosphériques au fil du temps. Les quantités sont demeurées stables entre 2002 et 2011, autour de 1 300 kg par année, avant de diminuer à moins de 400 kg en 2022.

Les rejets atmosphériques provenant de l’exploitation minière ont légèrement augmenté, passant de 242 kg en 2002 à un peu plus de 1 100 kg en 2022.

Figure 2 : Rejets atmosphériques d’arsenic provenant des installations de production de métaux et de minéraux déclarant des données à l’INRP de 2000 à 2022

Figure 3 : Rejets atmosphériques d’arsenic par type d’industrie (à l’exclusion de la production de métaux et de minéraux) et nombre d’installations déclarantes à l’INRP de 2000 à 2022

2.1.2 Rejets dans l’eau

Les rejets d’arsenic dans les plans d’eau proviennent de diverses activités industrielles. Les principaux contributeurs comprennent les activités minières, les pâtes et papiers, ainsi que la gestion des déchets. Ces industries peuvent introduire de l’arsenic dans les systèmes aquatiques directement ou indirectement par l’intermédiaire des STEU, contaminant ainsi les eaux de surface et les eaux souterraines.

Les facteurs géographiques jouent également un rôle dans la contamination de l’eau par l’arsenic. Les régions comptant une forte concentration d’industries utilisant intensivement l’arsenic ou des formations géologiques contenant naturellement de l’arsenic peuvent présenter des concentrations élevées d’arsenic dans les plans d’eau locaux.

Selon les données de l’INRP, l’exploitation minière constitue la principale source de rejets d’arsenic dans l’eau, avec un total de 187 785 kg rejetés sur deux décennies. Les rejets ont atteint un sommet marqué en 2005 avec 40 935 kg et ont généralement diminué depuis, avec 1 660 kg rejetés en 2022. L’augmentation importante des rejets dans l’eau entre 2002 et 2008 était principalement attribuable à une seule entreprise. Les rejets ne tiennent pas compte de la rupture de barrage survenue au parc à résidus miniers de la mine Mount Polley en 2014, qui a entraîné le rejet de 259 050 kg d’arsenic.

Le deuxième plus important contributeur est le secteur des déchets et des biosolides municipaux, principalement les installations de traitement des eaux usées, qui ont rejeté un total de 61 061 kg d’arsenic. Les rejets ont fluctué au fil des ans, atteignant 3 571 kg en 2022. Il importe de souligner que les STEU ne produisent pas d’arsenic. Les concentrations détectées dépendent plutôt de la composition et de l’origine des eaux usées entrantes, généralement de sources industrielles et domestiques.

L’industrie des pâtes et papiers a rejeté un total de 56 523 kg d’arsenic dans l’eau. Ce secteur a enregistré ses rejets dans l’eau les plus élevés en 2004 avec 3 758 kg, puis a réussi à les réduire considérablement pour atteindre 1 713 kg en 2022.

Figure 4 : Rejets d’arsenic dans l’eau par type d’industrie et nombre d’installations déclarantes à l’INRP de 2000 à 2022

Remarque : Une forte augmentation des rejets d’arsenic dans l’eau (environ 259 tonnes) est survenue en 2014 à la suite d’une rupture de bassin de résidus à la mine Mount Polley. Cette augmentation a été retirée du graphique puisqu’elle représente une valeur aberrante et que son retrait permet de mieux illustrer les tendances sectorielles continues pour les autres années présentées dans le graphique.

Dans l’ensemble, les rejets dans l’eau ont diminué, passant de 12 176 kg en 2002 à 8 232 kg en 2022, soit une réduction de 32,9 % sur deux décennies. Il importe de souligner que l’augmentation des rejets miniers dans l’eau entre 2003 et 2008 était attribuable aux déclarations d’une seule installation. Depuis 2006, cette installation déclare ses quantités d’arsenic comme des éliminations dans les résidus miniers (figure 6) en raison de changements apportés aux règlements et aux exigences de déclaration. De plus, l’augmentation du nombre d’installations déclarant des rejets dans l’eau s’explique par l’accroissement de la production minière partout au pays.

2.1.3 Rejets dans le sol

Il convient de noter que les rejets dans le sol provenant de sources diffuses ou non ponctuelles, comme l’épandage de biosolides sur des terres agricoles, sont déclarés à l’INRP comme des éliminations sur place ou hors site par épandage au sol.

Selon les données de l’INRP, le secteur des pâtes et papiers constitue la plus importante source de rejets dans le sol, avec un total de 7 970 kg d’arsenic rejetés, principalement à la suite de déversements et d’autres activités liées à l’exploitation, comme le désencrage, les adhésifs et d’autres contaminants provenant du papier recyclé utilisé pour produire de la pâte propre destinée à la fabrication de nouveaux produits de papier. Ce procédé génère des boues contenant de l’arsenic et d’autres contaminants qui peuvent s’infiltrer dans le sol et les eaux souterraines s’ils ne sont pas gérés adéquatement. Ce secteur présentait initialement de faibles rejets, suivis d’une hausse atteignant 1 168 kg en 2007, avant de diminuer progressivement pour atteindre 202 kg en 2022.

Figure 5 : Rejets d’arsenic dans le sol par type d’industrie et nombre d’installations déclarantes à l’INRP de 2000 à 2022

Une diminution importante des rejets d’arsenic dans le sol déclarés par le secteur de l’électricité et de la combustion est survenue après 2002 en raison de modifications apportées aux critères de déclaration de l’INRP, certaines émissions ayant été reclassées comme éliminations plutôt que comme rejets directs (figure 6).

Pour assurer la cohérence des données et normaliser l’analyse, les données déclarées comme rejets dans le sol par le secteur de l’électricité avant 2002 ont été attribuées aux éliminations sur place.

2.1.4 Élimination, traitement des déchets et recyclage

L’INRP assure le suivi des rejets de certains polluants partout au Canada, y compris des données détaillées sur les activités d’élimination, de traitement des déchets et de recyclage. L’inventaire fournit des renseignements détaillés sur les quantités de diverses substances, y compris l’arsenic. Il surveille également la gestion de ces substances pour prévenir la contamination environnementale.

Les éliminations d’arsenic sur place et hors site sont gérées au moyen de plusieurs méthodes visant chacune à réduire au minimum les risques pour l’environnement et la santé. Une approche courante est la stabilisation et la solidification, où l’arsenic est mélangé à des matériaux comme la chaux ou le ciment pour le transformer en formes moins solubles, réduisant ainsi le risque de lixiviation vers les eaux souterraines. Une autre méthode utilisée, principalement pour les déchets dangereux, est l’enfouissement sécuritaire, où les déchets contenant de l’arsenic sont éliminés dans des lieux d’enfouissement spécialement conçus et munis de dispositifs comme des membranes imperméables et des systèmes de collecte des lixiviats pour prévenir la contamination du milieu environnant. Ces méthodes sont généralement utilisées lorsqu’il y a présence de déchets dangereux.

L’industrie minière constitue le principal contributeur aux éliminations d’arsenic. L’arsenic est naturellement présent dans de nombreux minerais métalliques, notamment ceux du cuivre, du plomb et de l’or, et il est produit en quantités importantes lors de leur extraction et de leur transformation. Ce procédé entraîne la présence d’arsenic dans les déchets ou les résidus miniers. Les éliminations d’arsenic ont considérablement augmenté, passant de moins de 10 millions de kilogrammes en 2005 à plus de 60 millions de kilogrammes en 2022, principalement en raison des changements apportés aux exigences de déclaration (à partir des données de 2006), ainsi que de l’augmentation de la demande et de la production, malgré un nombre d’installations relativement stable.

Figure 6 : Éliminations sur place et hors site d’arsenic par type d’industrie et nombre d’installations déclarantes à l’INRP de 2000 à 2022

Le traitement des matières contaminées par l’arsenic repose sur plusieurs techniques avancées qui permettent de retirer ou de stabiliser l’arsenic pour prévenir les risques pour l’environnement et la santé. La précipitation chimique est une méthode largement utilisée qui consiste à ajouter des produits chimiques, comme des sels de fer ou de la chaux, pour former des composés d’arsenic insolubles qui peuvent facilement être séparés de l’eau. L’adsorption utilise des matières comme le charbon actif ou l’alumine pour capter l’arsenic dans les liquides et l’isoler efficacement des sources d’eau. L’échange d’ions repose sur des résines qui échangent leurs ions contre des ions d’arsenic, ce qui épure l’eau lors de son passage. La filtration membranaire, y compris l’osmose inverse, permet à l’eau de traverser une membrane semi-perméable qui bloque l’arsenic et purifie ainsi l’eau. Dans le cas des déchets solides, la vitrification transforme l’arsenic à haute température en une matière stable d’apparence vitreuse, ce qui empêche la lixiviation. De plus, la biorestauration utilise des microorganismes capables de métaboliser l’arsenic et de le convertir en formes moins nocives.

En raison des changements apportés aux exigences de déclaration de l’INRP, les quantités de substances présentes dans les résidus miniers étaient partiellement prises en compte dans la catégorie du traitement hors site (figure 7) avant d’être déclarées comme des éliminations à partir de 2006 (figure 6).

Figure 7 : Traitement hors site de l’arsenic par type d’industrie et nombre d’installations déclarantes à l’INRP de 2000 à 2022

La récupération secondaire des ressources ou la restauration des déchets, déclarée dans la catégorie « recyclage » de l’INRP, comprend le procédé de flottation, qui sépare les déchets contenant de l’arsenic des minéraux utiles dans les sous-produits industriels et miniers. Cette méthode utilise des produits chimiques, comme des surfactants et des agents modificateurs, pour améliorer l’efficacité de la séparation. L’objectif consiste à récupérer des minéraux comme l’or tout en éliminant l’arsenic de façon sécuritaire, ce qui réduit son incidence sur l’environnement. Ce procédé aide non seulement à détoxifier les déchets contenant de l’arsenic, mais soutient aussi le recyclage d’autres matières.

Le nombre d’installations qui mettent en œuvre des pratiques de restauration et de récupération a légèrement augmenté. La production de métaux et de minéraux a été le plus important contributeur, avec des quantités variables allant de 300 000 à 900 000 kg.

Figure 8 : Arsenic contenu dans les matières envoyées hors site pour récupération secondaire des ressources ou restauration des déchets, par type d’industrie et nombre d’installations déclarantes à l’INRP de 2000 à 2022

2.1.5 Constatations et recommandations

Selon l’INRP, la quantité totale d’arsenic rejetée au Canada présente une tendance générale à la baisse de 1993 à 2022. outefois, en raison des changements apportés aux méthodes de collecte de données de l’INRP, il est difficile de déterminer l’incidence réelle avant 2002. C’est pourquoi l’analyse porte principalement sur la période à partir de 2002.

Figure 9 : Rejets déclarés d’arsenic dans l’air, le sol et les plans d’eau au Canada de 1993 à 2022 selon les données de l’INRP

Néanmoins, la réduction des rejets d’arsenic dans les milieux environnementaux est notable. Le changement le plus marqué concerne les rejets atmosphériques, qui ont diminué de façon constante. Les rejets dans le sol sont demeurés faibles, avec des variations occasionnelles. Les rejets dans l’eau ont légèrement diminué. Une exception notable dans les données est le pic de rejets d’arsenic dans les plans d’eau en 2014, attribué à la rupture du barrage du parc à résidus de la mine Mount Polley, en Colombie-Britannique.

Les éliminations d’arsenic ont aussi fortement augmenté, principalement dans le secteur minier, malgré un nombre relativement stable d’installations déclarantes. Cette augmentation laisse supposer une intensification des activités industrielles ou une amélioration des déclarations. L’augmentation des éliminations indique également qu’une plus grande quantité d’arsenic est captée et gérée plutôt que rejetée dans l’air, l’eau ou le sol. Les efforts de traitement hors site, de récupération et de restauration ont pris de l’ampleur, ce qui témoigne d’une meilleure gestion de l’arsenic. Les données reflètent donc une tendance générale à la réduction de la pollution par l’arsenic.

Figure 10 : Rejets déclarés d’arsenic dans tous les milieux par industrie de 2000 à 2022 selon les données de l’INRP

Dans l’ensemble, l’électricité et la combustion, l’exploitation minière, ainsi que la production de métaux et de minéraux sont les secteurs où l’INRP mesure la plus forte diminution de l’arsenic. Cependant, l’exploitation minière et la production de métaux et de minéraux demeurent les plus grandes sources anthropiques d’arsenic, et les rejets atmosphériques constituent la source la plus importante de rejets dans l’environnement.

Il est recommandé que les inventaires des rejets continuent de recueillir et de publier des données sur les rejets industriels, et que les méthodes de collecte de données soient améliorées lorsque possible.

2.2 Initiative de protection des baleines et Outil d’inventaire des polluants affectant les baleines et leurs proies (OIPABP)

Dans le cadre de l'Initiative de protection des baleines du gouvernement du Canada, ECCC a pris des mesures pour réduire la menace que représentent les contaminants pour les baleines en voie de disparition au Canada et leurs proies. ECCC a élaboré un inventaire en ligne des polluants qui touchent les baleines et leurs proies. L'outil d'inventaire (OIPABP) présente des estimations des rejets de polluants par toutes les sources recensées dans les habitats des épaulards résidents du nord et du sud, des bélugas de l'estuaire du Saint-Laurent, et de leurs principales proies. L'OIPABP présente également les charges ambiantes estimées de contaminants dans les bassins du fleuve Fraser et du fleuve Saint-Laurent et indique les endroits où les recommandations pour la qualité de l'environnement ont été dépassées.

L'OIPABP utilise des données de surveillance environnementale accessibles au public qui sont recueillies et déclarées par diverses sources, notamment différents ordres de gouvernement (fédéral, provincial, régional et municipal), ainsi que des données tirées de la littérature. Les lacunes dans les données sont comblées par la corrélation et l'extrapolation des données disponibles, et les résultats sont présentés sous forme de fourchette (cas faible et cas élevé) en raison de la présence de cas non détectés.^{Note de bas de page 1} Bien que la base de données soit attribuée géospatialement par source et par contaminant, les rejets sont estimés à partir des données disponibles pour représenter les contributions en polluants par secteur ou type d'activité. Même si certains secteurs de collecte de données de l'OIPABP chevauchent les données recueillies dans le cadre de l'INRP et déclarées par les installations, les estimations de l'OIPABP pour les rejets dans l'eau ont tendance à être plus élevées et l'inventaire saisit les rejets de contaminants non inclus dans l'INRP.

Selon une comparaison entre les données de l'OIPABP couvrant les habitats des épaulards résidents du nord et du sud en Colombie-Britannique et les données de l'INRP sur les rejets d'arsenic en 2017, des différences notables existent dans certains secteurs, particulièrement pour les rejets dans l'eau. L'écart le plus important est observé dans les rejets totaux d'arsenic dans l'eau provenant de divers secteurs industriels, du lixiviat des lieux d'enfouissement et du ruissellement des eaux de surface en milieu urbain : l'OIPABP indique de 35 000 à 76 000 kg, tandis que l'INRP indique seulement 2 245 kg pour la région du bas de la Colombie-Britannique couverte par l'analyse de l'OIPABP. Cet écart important laisse supposer que les méthodes et les exigences de l'INRP pour la saisie des rejets peuvent entraîner une sous-estimation et une sous-déclaration des rejets dans l'eau, ce qui montre la nécessité de poursuivre la surveillance environnementale.

2.2.1 Lixiviat des lieux d’enfouissement

Dans le cadre de l’Initiative de protection des baleines, des lieux d’enfouissement de déchets solides municipaux ont été échantillonnés dans diverses provinces, dont la Colombie-Britannique (C.-B.), le Québec (Qc) et la Nouvelle-Écosse (N.-É.), et les concentrations d’arsenic ont été mesurées de 2019 à 2022. Ces données fournissent de l’information sur les lixiviats bruts et traités des lieux d’enfouissement, ce qui montre les concentrations initiales de contamination et l’efficacité des procédés de traitement.

Par exemple, en C.-B., tous les échantillons de lixiviat brut ont donné un résultat positif pour l’arsenic dans les métaux dissous, avec des concentrations variant de 0,11 à 11,2 microgrammes par litre (µg/L) et une médiane de 3,51 µg/L. Les procédés de traitement, qui reposent vraisemblablement sur des méthodes physiques et chimiques comme la filtration et la précipitation, réduisent légèrement ces concentrations, comme le montrent les résultats du lixiviat traité, où les concentrations allaient de 1,04 à 5,42 µg/L. Le Québec a présenté une plus grande variabilité, avec une détection de l’arsenic dans 77 % des échantillons de lixiviat brut, des concentrations atteignant 30,0 µg/L et une médiane de 4,96 µg/L dans le lixiviat brut, ainsi qu’un maximum de 21,8 µg/L et une médiane de 15,05 µg/L pour le lixiviat traité, qui indique encore des dépassements possibles des seuils de sécurité environnementale. Cet élément est particulièrement pertinent puisque les rejets dans les écosystèmes d’eau douce sont habituellement évalués au regard de la recommandation du Conseil canadien des ministres de l’environnement (CCME), qui est de 5 µg/L pour l’arsenic total.

La Nouvelle-Écosse a affiché la plus forte variabilité, avec des concentrations d’arsenic détectées dans le lixiviat brut jusqu’à 50,4 µg/L et une médiane de 10,1 µg/L. Les échantillons traités ont montré une réduction efficace des concentrations, même si les concentrations de certains échantillons demeuraient plus élevées.

L’OIPABP estime les polluants provenant du lixiviat des lieux d’enfouissement au moyen des données de surveillance environnementale disponibles jusqu’en 2017 inclusivement. Une différence notable avec l’INRP est que l’OIPABP indique une fourchette de 5 000 à près de 36 000 kg de rejets d’arsenic dans l’eau provenant du lixiviat des lieux d’enfouissement, tandis que l’INRP ne déclare pas ces sources.

2.2.2 Constatations et recommandations

Les données de l’Initiative de protection des baleines provenant des lieux d’enfouissement de déchets solides municipaux en Colombie-Britannique, au Québec et en Nouvelle-Écosse de 2019 à 2022 révèlent que l’arsenic est un contaminant courant dans le lixiviat des lieux d’enfouissement, et que l’efficacité des procédés de traitement actuels varie selon les provinces. Bien que les méthodes de traitement aient permis de réduire les concentrations d’arsenic dans une certaine mesure, les concentrations dans le lixiviat traité dépassent encore souvent les seuils de sécurité environnementale, particulièrement au Québec et en Nouvelle-Écosse, ce qui exige d’autres études pour en déterminer les causes et améliorer les stratégies de traitement en conséquence.

L’OIPABP a permis de constater que le ruissellement des eaux de surface constitue une source importante de contaminants dans les eaux douces et les eaux côtières, et estime des rejets d’arsenic dans l’eau beaucoup plus élevés pour les sources non ponctuelles que ceux déclarés dans l’INRP. Comme l’OIPABP utilise des données de surveillance environnementale et des données extrapolées, il permet une évaluation plus complète et tient compte des rejets provenant de sources plus petites ou non déclarées qui pourraient autrement passer inaperçues; combiné au cadre de déclaration de l’INRP, il peut aider à mieux estimer les rejets totaux d’arsenic et à améliorer l’exactitude des données. L’élargissement possible de la modélisation ou de l’approche de l’OIPABP à d’autres régions du Canada pourrait contribuer à une compréhension plus complète des tendances.

2.3 Programme de surveillance des eaux usées

Depuis 2009, le programme de surveillance des eaux usées d’ECCC produit un vaste ensemble de données sur les concentrations de substances chimiques dans les influents, les effluents et les biosolides des eaux usées, ce qui donne un portrait complet du paysage des substances chimiques dans les STEU au Canada. Les ensembles de données ont pour objectif d’accroître la compréhension des concentrations de substances chimiques qui entrent dans les eaux usées municipales et sont ensuite rejetées dans l’environnement. Ces renseignements servent à améliorer les prévisions de modélisation de l’exposition environnementale aux substances chimiques et de leur devenir, à établir les données de référence sur les concentrations et l’élimination des substances, à contribuer à des initiatives ministérielles comme l’OIPABP, et à évaluer le rendement des mesures de gestion des risques au fil du temps.

Les concentrations d’arsenic ont récemment été mesurées dans des échantillons d’influent brut, d’effluent final et de biosolides traités prélevés dans 27 STEU en 2018, 2019 et 2021. Les concentrations d’arsenic avaient déjà été mesurées et déclarées dans l’influent brut, l’effluent final et les biosolides traités prélevés dans 25 STEU échantillonnés entre 2009 et 2012 pendant les saisons chaude et froide (Wong et Smyth, 2016). Les STEU participent à ce programme sous couvert d’anonymat; par conséquent, aucune information sur l’emplacement des installations n’est incluse.

Les eaux usées ne sont pas une source primaire d’arsenic. Elles recueillent plutôt l’arsenic provenant de diverses sources, notamment les eaux souterraines dans les régions riches en arsenic, les activités industrielles comme l’exploitation minière, les résidus liés à l’utilisation passée de produits agrochimiques à base d’arsenic, les eaux usées résidentielles et les anciens puits d’eau domestiques. Les STEU peuvent constituer une voie de transport de l’arsenic vers l’environnement par les effluents et l’épandage de biosolides sur les champs agricoles.

2.3.1 Arsenic dans l’influent des eaux usées

Dans l’étude de l’arsenic total dans l’influent des eaux usées, l’analyse portait sur deux périodes distinctes : 2009 à 2012, et 2018 à 2021. Pour la période de 2009 à 2012, 191 échantillons d’influent ont été analysés, et de l’arsenic a été détecté dans 30 % de ces échantillons. Les concentrations détectées variaient de 0,12 µg/L à 3,00 µg/L, avec des valeurs aberrantes atteignant 7,06 µg/L. En comparaison, au cours de la période plus récente de 2018 à 2021, de l’arsenic a été détecté dans les 132 échantillons d’influent. Pendant cette période, les concentrations d’arsenic variaient de 0,38 µg/L à 3,83 µg/L. Les différences entre les deux périodes quant à la détection dans les échantillons et aux concentrations pourraient être attribuables à des changements dans les techniques d’échantillonnage et à l’utilisation d’instruments d’analyse plus sensibles.

Figure 11 : Concentration totale d’arsenic (µg/L) dans l’influent brut entre 2009 et 2021

Remarque : La ligne à l’intérieur des boîtes indique la médiane, les limites des boîtes représentent l’intervalle interquartile (IIQ), soit les 25e et 75e percentiles, et les moustaches sous et au-dessus des boîtes s’étendent respectivement jusqu’à la plus petite et à la plus grande valeur, sans dépasser 1,5 fois l’IIQ. Les points représentent des données individuelles (couleur = détection, gris = non-détection). La ligne grise pour la période de 2018 à 2021 indique la limite de détection.

2.3.2 Arsenic dans les effluents d’eaux usées

La concentration d’arsenic dans les effluents d’eaux usées a été examinée pendant les mêmes périodes que les influents : de 2009 à 2012 et de 2018 à 2021. Entre 2009 et 2012, de l’arsenic a été détecté dans 20 % des 191 échantillons d’effluent, avec des concentrations variant de 0,12 à 4,39 µg/L (figure 11). En comparaison, pendant la période plus récente de 2018 à 2021, de l’arsenic a été détecté dans les 132 échantillons, avec des concentrations variant de 0,11 à 2,42 µg/L (figure 11). De plus, un autre essai a été réalisé pour examiner la présence d’arsenic dissous entre 2018 et 2021. L’arsenic a également été détecté dans 100 % des échantillons, avec des concentrations variant de 0,10 à 2,33 µg/L (figure 13).

Figure 12 : Concentrations totales d’arsenic (µg/L) dans l’effluent final entre 2009 et 2021

Remarque : La ligne à l’intérieur des boîtes indique la médiane, les limites des boîtes représentent l’IIQ, et les moustaches sous et au-dessus des boîtes s’étendent respectivement jusqu’à la plus petite et à la plus grande valeur, sans dépasser 1,5 fois l’IIQ. Les points représentent des données individuelles (couleur = détection, gris = non-détection). La ligne grise pour la période de 2018 à 2021 indique la limite de détection.

Figure 13 : Concentrations d’arsenic dissous (µg/L) dans l’effluent final entre 2018 et 2021

Remarque : La ligne à l’intérieur des boîtes indique la médiane, les limites des boîtes représentent l’IIQ, et les moustaches sous et au-dessus des boîtes s’étendent respectivement jusqu’à la plus petite et à la plus grande valeur, sans dépasser 1,5 fois l’IIQ. Les points représentent des données individuelles (couleur = détection). La ligne grise indique la limite de détection.

La comparaison des concentrations d’arsenic entre les deux périodes au moyen de tests statistiques a révélé que les concentrations d’arsenic dans les échantillons plus récents étaient significativement plus élevées que dans les échantillons plus anciens (figure 12). Comme pour les données sur les influents, ces changements pourraient être attribuables à des modifications des techniques d’échantillonnage et de l’équipement.

De plus, un essai distinct a comparé les concentrations totales et dissoutes d’arsenic pour la période de 2018 à 2021. Même si la différence était statistiquement significative, elle demeurait faible (seulement 0,03 µg/L), ce qui indique que l’arsenic est principalement présent sous forme dissoute dans l’effluent (figure 14). L’arsenic dissous est plus biodisponible, ce qui facilite son absorption par les organismes aquatiques et les végétaux.

Figure 14 : Concentrations totales et dissoutes d’arsenic (µg/L) dans l’effluent final entre 2018 et 2021

Remarque : La ligne à l’intérieur des boîtes indique la médiane, les limites des boîtes représentent l’IIQ, et les moustaches sous et au-dessus des boîtes s’étendent respectivement jusqu’à la plus petite et à la plus grande valeur, sans dépasser 1,5 fois l’IIQ. Les points représentent des données individuelles (couleur = détection). La ligne grise indique la limite de détection.

L’étude laisse donc supposer une présence accrue d’arsenic dans les eaux usées au fil du temps, principalement sous forme dissoute. Des analyses supplémentaires ont indiqué que cette évolution n’était pas attribuable à des changements de la qualité des eaux usées au fil du temps. Comme il est indiqué ci-dessous, les concentrations d’arsenic dans les biosolides n’ont pas varié avec le temps.

Figure 15 : Concentrations totales d’arsenic (µg/L) dans l’influent brut (noir) et l’effluent final (bleu) dans l’ensemble des STEU entre 2009 et 2021

Remarque : La ligne à l’intérieur des boîtes indique la médiane, les limites des boîtes représentent l’IIQ, et les moustaches sous et au-dessus des boîtes s’étendent respectivement jusqu’à la plus petite et à la plus grande valeur, sans dépasser 1,5 fois l’IIQ. Les points représentent des données individuelles (bleu et noir = détection, gris = non-détection). La ligne grise pour la période de 2018 à 2021 indique la limite de détection.

Les augmentations observées dans l’influent et l’effluent des eaux usées (figure 15) pourraient s’expliquer par des changements dans les procédures de laboratoire utilisées pour les échantillons d’eaux usées ou par l’utilisation d’instruments analytiques plus sensibles.

2.3.3 Élimination de l’arsenic dans les systèmes de traitement des eaux usées

L’efficacité de l’élimination de l’arsenic des eaux usées et de son transfert vers les solides avant le rejet de l’eau dans l’environnement varie selon la nature de l’arsenic et le type de procédé de traitement utilisé. Une formule comparant les concentrations d’arsenic avant et après le traitement a servi à mesurer l’efficacité de l’élimination de l’arsenic. Les résultats ont été exprimés en pourcentage.

L’étude a révélé qu’en moyenne, environ 47 % de l’arsenic était retiré de la phase aqueuse pendant le traitement. Toutefois, l’efficacité variait considérablement, certaines installations réussissant à éliminer jusqu’à 98 % de l’arsenic. Les systèmes de traitement plus avancés obtenaient généralement de meilleurs résultats pour l’élimination de l’arsenic.

Certaines données montraient même des taux d’élimination négatifs, ce qui signifie que les concentrations d’arsenic semblaient augmenter après le traitement. Ces valeurs négatives pourraient s’expliquer par des problèmes liés au débit de l’eau dans le système de traitement (par exemple, une charge recirculée), par des variations des techniques de mesure ou par des décalages temporels entre l’échantillonnage des influents et des effluents. Plus précisément, les types de traitement comme les étangs facultatifs et les étangs aérés, qui retiennent l’eau pendant de longues périodes, présentaient davantage de taux d’élimination négatifs.

Les tests statistiques ont montré que les différences observées dans l’élimination de l’arsenic selon les types de traitement n’étaient pas attribuables au hasard; elles étaient statistiquement significatives. Le type de traitement le plus efficace éliminait en moyenne jusqu’à 67 % de l’arsenic, tandis que le type le moins efficace augmentait en réalité les concentrations d’arsenic de 1 %. Les différents types de traitement et leur rendement sont présentés à la figure 16.

L’étude indique donc que l’élimination de l’arsenic est une question complexe qui dépend de plusieurs facteurs, notamment du type de traitement utilisé.

Figure 16 : Élimination de l’arsenic total pendant le traitement des eaux usées selon le type de traitement entre 2009 et 2021

Remarque : type. FL = étang facultatif, AL = étang aéré, PT = traitement primaire, ST = traitement secondaire, AT = traitement avancé. Veuillez noter qu’une valeur aberrante extrême sous ST (-584 %) n’est pas représentée. La ligne à l’intérieur des boîtes indique la médiane, les limites des boîtes représentent l’IIQ, et les moustaches sous et au-dessus des boîtes s’étendent respectivement jusqu’à la plus petite et à la plus grande valeur, sans dépasser 1,5 fois l’IIQ. Les points représentent des données individuelles (noir = éliminations calculées à partir de détections, gris = éliminations calculées lorsqu’une des valeurs correspondait à la limite de détection).

2.3.4 Arsenic dans les biosolides

Entre 2009 et 2012, l’arsenic total a été mesuré dans 135 échantillons de biosolides et a été détecté dans tous les échantillons. Les concentrations détectées variaient de 0,05 milligramme par kilogramme (mg/kg) à 12,2 mg/kg. Une période de mesure subséquente, de 2018 à 2021, a porté sur 101 échantillons de biosolides et, encore une fois, l’arsenic total a été détecté dans tous les échantillons, cette fois avec des concentrations variant de 1 à 17 mg/kg. Des tests statistiques ont servi à comparer les concentrations d’arsenic entre les deux périodes et n’ont révélé aucune différence significative. Toutefois, il convient de noter que les méthodes analytiques utilisées pour les échantillons les plus récents étaient plus rigoureuses, ce qui rend les données plus récentes plus fiables.

Une analyse a été réalisée pour évaluer l’incidence des différentes méthodes de traitement des solides sur les concentrations d’arsenic dans les biosolides, puisque les biosolides traités sont souvent utilisés à des fins agricoles et d’aménagement paysager. Les résultats étaient significatifs et montraient que le type de traitement influence effectivement les concentrations d’arsenic. Plus précisément, les traitements aérobies, qui utilisent l’oxygène pendant le procédé, produisaient des biosolides présentant des concentrations plus faibles d’arsenic, soit environ 3 mg/kg. En revanche, les traitements anaérobies, qui se déroulent en l’absence d’oxygène, produisaient des biosolides présentant des concentrations plus élevées d’arsenic, soit environ 5 mg/kg. En général, les biosolides contenant peu d’arsenic peuvent être utilisés dans les exploitations agricoles pour les cultures; les concentrations modérées peuvent servir à l’aménagement paysager ou à la remise en état des sites, tandis que les concentrations élevées sont limitées aux sites industriels ou aux recouvrements de lieux d’enfouissement où l’exposition demeure minimale.

Figure 17 : Concentrations totales d’arsenic (mg/kg de poids sec) dans les biosolides traités entre 2009 et 2021

Remarque : La ligne à l’intérieur des boîtes indique la médiane, les limites des boîtes représentent l’IIQ, et les moustaches sous et au-dessus des boîtes s’étendent respectivement jusqu’à la plus petite et à la plus grande valeur, sans dépasser 1,5 fois l’IIQ.

2.3.5 Constatations et recommandations

L’étude menée entre 2018 et 2021 a permis de mieux comprendre des aspects importants de la présence et du traitement de l’arsenic dans les eaux usées. Elle a notamment détecté de l’arsenic de façon constante dans tous les échantillons d’influents, d’effluents et de biosolides, ce qui confirme sa présence persistante dans les matrices d’eaux usées. De plus, l’efficacité de l’élimination de l’arsenic pendant le traitement des eaux usées variait, et l’ampleur de cette élimination dépendait largement des méthodes de traitement utilisées.

Une observation importante du présent rapport concerne les concentrations plus élevées d’arsenic relevées dans les échantillons prélevés entre 2018 et 2021, tant dans les influents que dans les effluents, comparativement aux échantillons plus anciens prélevés entre 2009 et 2012. Cependant, les concentrations d’arsenic dans les biosolides sont demeurées relativement constantes au fil du temps. Cette augmentation apparente des concentrations d’arsenic dans les échantillons récents semble découler des progrès réalisés dans les méthodes de préparation, de digestion et d’analyse des échantillons, plutôt que d’une véritable hausse des concentrations d’arsenic dans les eaux usées.

Compte tenu de ces constatations, il est recommandé de poursuivre la surveillance périodique de l’arsenic dans les eaux usées. Il est essentiel de maintenir l’uniformité des procédures d’échantillonnage, de préparation et d’analyse, tout en reconnaissant que ces techniques peuvent continuer d’évoluer et de s’améliorer. Il importe de reconnaître que les systèmes de traitement des eaux usées ne sont pas expressément conçus pour éliminer l’arsenic. Par conséquent, les stratégies de gestion des risques devraient principalement mettre l’accent sur le contrôle de l’arsenic à ses sources en amont pour atténuer son incidence sur l’environnement. Il est recommandé de mener d’autres études pour déterminer la source des variations des concentrations d’arsenic en amont.

2.4 Études de suivi des effets sur l’environnement

Certains règlements exigent des études de suivi des effets sur l’environnement (ESEE) comme condition à l’autorisation d’immerger ou de rejeter des effluents dans des eaux où vivent des poissons. Les ESEE consistent à évaluer si les effluents ont des effets sur les poissons, leur habitat et l’utilisation des poissons par les humains. Elles peuvent aussi comprendre l’examen de la cause d’un effet et la détermination de solutions pour l’éliminer. Les ESEE aident le gouvernement du Canada à évaluer le rendement des règlements pour protéger l’environnement.

Les ESEE englobent diverses activités qui assurent une protection complète de l’environnement :

Caractérisation des effluents : Analyse de la composition chimique des effluents pour détecter les substances nocives

Surveillance de la qualité de l’eau : Analyses régulières des plans d’eau récepteurs d’effluents pour vérifier qu’ils respectent les normes de qualité

Essais de toxicité sublétale : Évaluation des effets des effluents sur les organismes aquatiques au fil du temps, sans causer de mortalité immédiate

Surveillance biologique : Examen de la santé des populations de poissons et des communautés d’invertébrés benthiques, et analyse des tissus de poissons pour y détecter des contaminants

Recherche des causes : Détermination de l’origine des incidences environnementales observées

Détermination des solutions : Élaboration et mise en œuvre de stratégies pour réduire ou éliminer les effets négatifs sur l’écosystème

Les ESEE sont exigées par deux règlements importants pris en vertu de la Loi sur les pêches et administrés par ECCC :

Règlement sur les effluents des fabriques de pâtes et papier (REFPP) : Ce règlement porte sur le contrôle des taux de létalité aiguë, de la demande biochimique en oxygène (DBO) et des matières en suspension totales (MEST) dans les effluents rejetés par les fabriques de pâtes et papiers. Actuellement, l’arsenic n’est pas surveillé dans le cadre de ce règlement, bien que la modernisation proposée du règlement inclurait l’arsenic dans la liste des substances à mesurer au moyen de la caractérisation des effluents et de la surveillance de la qualité de l’eau.

Règlement sur les effluents des mines de métaux et des mines de diamants (REMMMD) : Ce règlement prévoit la surveillance périodique et la déclaration de substances nocives, y compris l’arsenic, du pH et de la toxicité dans les effluents des mines de métaux et de diamants.

2.4.1 Conformité relative à l’arsenic dans les effluents des mines de métaux et de diamants

L’indicateur de conformité relatif à l’arsenic mesure le pourcentage annuel de résultats d’essais provenant des mines de métaux et de diamants qui respectent les limites réglementaires autorisées établies par le REMMMD. Ce règlement protège les milieux aquatiques et l’habitat du poisson en limitant la concentration d’arsenic dans les effluents miniers à une concentration moyenne mensuelle maximale de 0,10 milligramme par litre (mg/L) pour les nouvelles mines et de 0,30 mg/L pour les mines existantes.

Les données de conformité sont fournies à ECCC par les propriétaires et exploitants de mines de métaux et de diamants, comme l’exige le règlement. Le pourcentage de conformité est calculé en divisant le nombre de résultats moyens mensuels qui respectent les limites autorisées par le nombre total de résultats déclarés.

Entre 2003 et 2023, les taux de conformité relatifs à l’arsenic ont varié de 99,5 % à 100 %. Cela signifie que, pendant cette période, de 99,5 % à 100 % des résultats d’essais pour l’arsenic dans les effluents miniers respectaient les limites réglementaires, ce qui témoigne d’un respect élevé des normes environnementales et de dépassements minimes. Parmi les 151 mines assujetties au Règlement, seulement 4 mines, soit 2,6 % du total, n’ont pas entièrement respecté les exigences de déclaration en 2023.

2.4.2 Constatations et recommandations

En évaluant la composition chimique des effluents, en surveillant la qualité de l’eau et en examinant la santé des organismes aquatiques, les ESEE aident à cerner les incidences possibles et leurs causes, ce qui oriente les efforts d’atténuation des effets négatifs.

Les taux élevés de conformité relatifs à l’arsenic dans les effluents miniers (99,5 % à 100 % de 2003 à 2023) démontrent le respect des normes réglementaires. Toutefois, de légères lacunes subsistent dans les déclarations, comme en témoignent les 4 installations qui n’ont pas présenté de rapports en 2023. Il est recommandé de poursuivre la surveillance et d’améliorer les déclarations pour continuer de protéger les milieux aquatiques et assurer la durabilité à long terme.

2.5 Conclusion

Les programmes actuels, comme l’INRP, fournissent de précieux renseignements sur les rejets d’arsenic provenant de secteurs industriels clés, notamment l’exploitation minière, la production de métaux et de minéraux et la production d’énergie. Des outils complémentaires comme l’OIPABP permettent aussi de recueillir des données provenant d’autres sources et mettent particulièrement en évidence des rejets dans l’eau qui pourraient autrement passer inaperçus. Le Programme de surveillance des eaux usées enrichit également les connaissances en évaluant les concentrations d’arsenic dans les influents, les effluents et les biosolides, tandis que les ESEE évaluent les incidences sur les écosystèmes aquatiques et vérifient le respect des normes réglementaires.

Dans l’ensemble, les données montrent que les rejets d’arsenic dans l’environnement provenant de sources industrielles ont diminué de façon importante depuis 2002. Cependant, des incertitudes subsistent quant aux quantités d’arsenic rejetées par les petites installations qui n’atteignent pas les seuils de l’INRP, ainsi que par les sources non industrielles, notamment les secteurs résidentiels, l’agriculture et les activités commerciales à petite échelle. Une surveillance supplémentaire du ruissellement des eaux de surface et du lixiviat des lieux d’enfouissement pourrait améliorer l’information sur les rejets d’arsenic provenant de ces secteurs sources et fournir un portrait plus exact de l’incidence environnementale potentielle de l’arsenic. L’élargissement de la collecte de données dans des programmes d’inventaire comme l’Inventaire des émissions de polluants atmosphériques (IEPA) pour y inclure des données sur l’arsenic pourrait combler les lacunes dans les données sur les émissions atmosphériques, notamment par l’ajout d’estimations pour les sources mobiles, résidentielles, agricoles et naturelles qui ne sont pas couvertes par l’INRP. Une surveillance localisée améliorée et plus fréquente, combinée à des normes de déclaration uniformes et à des techniques analytiques avancées, pourrait améliorer la gestion de l’arsenic et appuyer des stratégies de protection de l’environnement plus efficaces.

3. Arsenic dans l’environnement

L’arsenic pénètre dans l’environnement par une combinaison de processus naturels et d’activités humaines. À l’état naturel, l’arsenic est rejeté par l’altération des roches et les éruptions volcaniques, ce qui peut entraîner son dépôt dans les sols et les plans d’eau. Cette présence naturelle est fortement influencée par la géologie du substratum rocheux local, ce qui entraîne des concentrations variables selon les régions. De plus, l’arsenic peut être rejeté par les activités géothermiques et les feux de forêt. Les concentrations naturelles d’arsenic dans le sol varient de 4 à 150 mg/kg, tandis que les concentrations dans les eaux de surface et les eaux souterraines varient de 0,001 à 0,005 mg/L.

Comme il a été mentionné précédemment, les activités humaines augmentent considérablement les concentrations d’arsenic dans diverses régions en raison des pratiques industrielles et agricoles. L’exploitation minière et la fusion rejettent de l’arsenic dans l’air, l’eau et le sol, tandis que l’utilisation de pesticides et d’herbicides à base d’arsenic contamine les terres agricoles. La production de certains produits chimiques et les procédés de préservation du bois ont également contribué aux concentrations d’arsenic dans l’environnement. L’élimination inadéquate des déchets industriels et le ruissellement agricole peuvent aggraver cette contamination. Ces sources anthropiques, combinées aux processus géochimiques naturels, peuvent entraîner une hausse des concentrations d’arsenic, ce qui exige une surveillance rigoureuse et des mesures de gestion des risques strictes pour protéger la santé humaine et l’environnement.

Pour traiter la question des concentrations d’arsenic, des données de référence sont établies au moyen d’essais scientifiques rigoureux pour déterminer les concentrations sûres d’arsenic dans l’environnement. Ces données de référence servent de points de comparaison essentiels et indiquent les concentrations acceptables d’arsenic, sur la base de recherches approfondies et de recommandations environnementales. La comparaison des mesures réelles avec ces normes permet d’évaluer les risques potentiels dans différents milieux et d’orienter les mesures de surveillance environnementale et de gestion des risques pour protéger la santé humaine et l’intégrité écologique.

Les programmes de surveillance environnementale sont essentiels pour suivre les concentrations d’arsenic et d’autres substances toxiques dans l’environnement. Ces programmes recueillent et analysent systématiquement des échantillons d’air, d’eau, de sédiments, de poissons et de la faune. Les données obtenues aident à cerner les sources de contamination, à évaluer les progrès par rapport aux données de référence, à détecter les tendances au fil du temps et, dans le contexte du rapport d’EMR, à évaluer les progrès réalisés vers l’atteinte de l’objectif environnemental relatif à l’arsenic. Pour obtenir de plus amples renseignements sur les divers programmes de surveillance abordés dans la présente section, veuillez consulter l’annexe à la section 9.

3.1 Air

L’arsenic présent dans l’air provient à la fois de sources naturelles, comme les éruptions volcaniques et l’érosion des sols, et d’activités humaines, comme l’exploitation minière, la fusion et la combustion de combustibles fossiles. Une fois rejetés dans l’air, les composés d’arsenic se fixent aux matières particulaires (PM) et font partie de leur composition chimique. La majeure partie de l’arsenic se trouve dans les petites particules appelées PM_2,5, qui peuvent parcourir de longues distances, de centaines à des milliers de kilomètres, avant de se déposer et ainsi toucher des secteurs éloignés de la source d’émission. Ce dépôt peut nuire à la flore et à la faune, perturber les écosystèmes et contaminer les réserves d’eau.

En raison des effets de l'arsenic lié aux particules sur l'environnement et la santé humaine, la mesure de ses concentrations a fait partie de plusieurs programmes de surveillance au Canada. Depuis 2004, le  programme du Réseau national de surveillance de la pollution atmosphérique (RNSPA) mesure et signale l'arsenic et d'autres contaminants dans les PM2,5 dans l'air urbain et régional partout au Canada. Le Programme de contrôle et de surveillance du bassin des Grands Lacs (BGL) évalue l'arsenic et d'autres contaminants présents dans les PM10 autour des Grands Lacs depuis 1995. Récemment, des mesures de l'arsenic ont été effectuées à l'aide de techniques d'échantillonnage passif de l'air dans le cadre de l'étude Assessing Toxicity of Urban Source Sectors in Air (ATOUSSA) et du Réseau mondial d’échantillonnage atmosphérique passif (EAP; mieux connu sous son acronyme anglais GAPS pour Global Atmospheric Passive Sampling) qui ont élargi les capacités de surveillance de la qualité de l'air à l'échelle mondiale.

3.1.1 Concentrations de référence d’arsenic dans l’air

L’arsenic et ses composés figurent sur la liste des substances toxiques de la LCPE et sur les listes de polluants prioritaires de l’Environmental Protection Agency des États-Unis. Par conséquent, et compte tenu des effets déjà connus de l’arsenic sur la qualité de l’air, certaines provinces canadiennes, comme l’Alberta, le Québec et l’Ontario, ont établi des normes de qualité de l’air pour l’arsenic dans l’air ambiant extérieur. Ces normes reposent sur la concentration moyenne d’arsenic dans les matières particulaires pendant des durées déterminées, par exemple sur une base annuelle ou sur une période de 24 heures.

À des fins réglementaires, les particules sont classées selon leur diamètre en particules PM_2,5 (fines) et PM₁₀. Selon la taille des particules et les sources d’émissions, les PM contiennent un large éventail d’espèces chimiques, y compris des composés de carbone élémentaire et organique, des oxydes de silicium, d’aluminium et de fer, des métaux traces, des sulfates, des nitrates et de l’ammonium. L’arsenic se trouve surtout dans les PM_2,5. Selon les données du PNSPA recueillies à tous les sites en 2019 et en 2023, entre 85 % et 98 % de l’arsenic contenu dans les matières particulaires se trouve dans la fraction granulométrique PM_2,5.

3.1.2 Concentrations d’arsenic dans les PM atmosphériques au Canada

Le RNSPA et le réseau de surveillance du BGL analysent l’arsenic dans les PM sur une période de 24 heures au moyen d’échantillonneurs de PM_2,5 ou de PM₁₀ qui recueillent des particules d’une taille et d’un volume d’échantillonnage précis. Les concentrations d’arsenic dans les PM atmosphériques mesurées par ces réseaux sont résumées au tableau 2. Ce tableau comprend également les concentrations d’arsenic dans les PM atmosphériques évaluées dans le cadre d’études ciblées, notamment les programmes de surveillance de la qualité de l’air dans la région des sables bitumineux et près des routes.

Les concentrations moyennes d’arsenic dans les échantillons de PM_2,5 du RNSPA variaient de 0,25 à 1,16 ng/m³ pendant les périodes mesurées (tableau 2). Pendant ces périodes, Abbotsford (C.-B.), Windsor (Ont.), Hamilton (Ont.) et Montréal (Qc) présentaient les concentrations moyennes sur 24 heures et médianes d’arsenic les plus élevées; les concentrations les plus faibles ont été mesurées à des sites situés dans l’est du Canada, par exemple Halifax (N.-É.) et Saint John (N.-B.). La concentration d’arsenic la plus élevée sur 24 heures (58,7 ng/m³), enregistrée au site d’Abbotsford le 23 janvier 2014, résultait du transport à grande distance de matières particulaires provenant de feux hivernaux détectés par satellite dans la chaîne côtière de l’Oregon et au nord de l’État de Washington (Gabbert, 2014). Cet événement a également entraîné des pics observés dans les concentrations des fractions massiques PM_2,5 et PM₁₀, de la plupart des éléments, y compris l’arsenic, et de traceurs de combustion de la biomasse.

Les concentrations d’arsenic dans les PM₁₀ recueillies aux sites du sud de l’Ontario situés près du lac Huron et du lac Ontario (Réseau de contrôle et de surveillance du BGL) variaient de 0,49 à 0,77 ng/m³. Compte tenu du fait qu’environ 90 % de l’arsenic mesuré dans les PM₁₀ provient des PM_2,5, les résultats des deux réseaux de surveillance sont très semblables.

Comme solution de rechange à l’échantillonnage sur 24 heures, l’étude ATOUSSA et les programmes GAPS ont mesuré les éléments traces dans des échantillons recueillis au moyen d’échantillonneurs passifs en mousse de polyuréthane (PUF-PAS), qui recueillent des échantillons par diffusion passive pendant une période de déploiement pouvant varier de quelques mois à un an. Les PUF-PAS peuvent échantillonner les contaminants en phase gazeuse et en phase particulaire, y compris les PM_2,5, ce qui permet aux échantillons recueillis de représenter un mélange plus vaste de contaminants présents dans l’air. L’étude ATOUSSA a été menée au printemps 2017 dans six emplacements de la région du Grand Toronto (RGT), avec un accent principal sur les milieux urbains. Les études GAPS ont élargi leur portée en 2018 et en 2019 pour inclure des analyses des métaux traces dans l’air à l’échelle mondiale (données déclarées pour 51 sites GAPS).

L’étude ATOUSSA a indiqué que les concentrations d’arsenic dans la RGT urbaine variaient de 0,003 à 3,12 ng/m³ pendant la période de déploiement aux stations de surveillance (figure 18). L’étude GAPS-core de 2019 a approfondi l’examen des milieux ruraux, polaires et de fond. Parmi ces milieux, Longwoods (Ont.), un emplacement rural touché par les activités agricoles, présentait la concentration d’arsenic la plus élevée, soit 0,16 ng/m³. D’autres secteurs, comme Whistler (C.-B.) et Ucluelet (C.-B.), ont été étudiés comme milieux de fond de référence. En comparaison, les sites arctiques comme Alert (Nt) présentaient des concentrations d’arsenic nettement plus faibles.

Les études sur la répartition de l’arsenic au Canada révèlent que les concentrations d’arsenic fluctuent considérablement, avec des mesures allant de valeurs non détectables à des pics pouvant atteindre 22 ng/m³ aux sites urbains du RNSPA et 9,9 ng/m³ dans les Grands Lacs. Tous les réseaux de surveillance ont montré que les concentrations les plus élevées se trouvaient généralement dans les secteurs densément peuplés et les régions où l’activité industrielle est importante (figures 18 et 19).

Figure 18 : Concentration d’arsenic mesurée dans l’atmosphère canadienne dans le cadre des études ATOUSSA et GAPS pour les années 2017 et 2018 à 2019, respectivement (échantillonnage passif, n = 1 à chaque site)

Remarque : SF = site de fond, MEPP = ministère de l’Environnement, de la Protection de la nature et des Parcs de l’Ontario, un site situé près de l’autoroute 401. Le site GAPS-Mégavilles (GAPS-MC) est situé au centre-ville de Toronto. ATOUSSA = Évaluation de la toxicité des secteurs de sources urbaines dans l'air.

Figure 19 : Concentrations moyennes d’arsenic mesurées dans l’atmosphère canadienne par le RNSPA de 2004 à 2019 (d’après le tableau 2)

Remarque : Pour la classification des types de sites du RNSPA dans chaque province, consulter la section 9.3, tableau 6. Les sites urbains de cette figure comprennent les sites d’exposition générale de la population, les sites influencés par des sources ponctuelles et les sites influencés par la circulation.

Les données de surveillance d’ECCC provenant de tous les réseaux de surveillance ou des études spéciales ont indiqué que les concentrations d’arsenic mesurées sur 24 heures à chaque site étaient au moins 10 fois inférieures au critère de qualité de l’air ambiant de 300 ng/m³ (période d’établissement de la moyenne de 24 heures) établi par le ministère de l’Environnement, de la Protection de la nature et des Parcs de l’Ontario. De plus, les concentrations annuelles moyennes d’arsenic ne dépassaient aucune des lignes directrices annuelles sur la qualité de l’air ambiant, y compris la norme la plus stricte de 3 ng/m³ établie par le Québec.

En plus d’analyser la quantité totale d’arsenic dans les matières particulaires, les échantillons sont analysés pour évaluer la quantité d’arsenic dans les PM_2,5 présente sous forme de composés hydrosolubles. Ces renseignements aident à comprendre les effets environnementaux négatifs à long et à court terme des matières particulaires et à mieux caractériser le transport des substances métalliques dans l’air. Les données du RNSPA montrent que la solubilité moyenne de l’arsenic dans les PM_2,5 à tous les sites varie de 65 % à 78 %. Cela signifie qu’une part importante de l’arsenic rejeté dans l’atmosphère sous forme de matières particulaires se dissout dans les précipitations, comme la pluie ou la neige, qui tombent au sol ou pénètrent dans les eaux de surface. L’arsenic dissous peut ensuite être absorbé par les plantes et les animaux. Par conséquent, le rejet d’arsenic dans les matières particulaires atmosphériques peut avoir une incidence importante sur les concentrations observées dans les sols, les sédiments, les eaux de surface et les organismes aquatiques.

Les tendances temporelles observées dans les programmes du RNSPA et du BGL montrent que les concentrations d’arsenic diminuent lentement partout au Canada. Comme le montre la figure 20, les trois sites du BGL présentent une augmentation initiale de 1995 au début des années 2000, suivie d’une diminution importante. Selon Li et coll. (2020), cette diminution pourrait être attribuable à diverses stratégies de contrôle nationales et internationales. Par exemple, l’abandon du bois traité à l’arséniate de cuivre chromaté par l’Environmental Protection Agency des États-Unis en 2003, les mesures volontaires de l’industrie au Canada et l’amélioration de l’efficacité des contrôles dans les industries ont joué un rôle. Cette tendance est également appuyée par la réduction des émissions de PM₁₀, qui sont passées de 37 000 tonnes en 1990 à 15 000 tonnes en 2017, selon ECCC. De même, l’analyse des tendances des données de surveillance du RNSPA montre aussi que les concentrations globales d’arsenic ont diminué d’environ 15 % de 2004 à 2019 (figure 21).

Figure 20 : Tendance du logarithme naturel des concentrations d’arsenic à trois sites autour des Grands Lacs

Remarque : Un X vert représente les valeurs mesurées, la ligne rouge représente la tendance calculée et la ligne bleue représente la tendance saisonnière. La variable t1/2 correspond à la demi-vie, soit le temps requis pour que la concentration initiale d’arsenic diminue de moitié.

Figure 21 : Tendance du logarithme naturel des concentrations d’arsenic à tous les sites du RNSPA de 2004 à 2019

Remarque : Un X vert représente les valeurs mesurées, la ligne rouge représente la tendance annuelle calculée et la ligne bleue représente la tendance lissée selon les saisons. La variable t1/2 correspond à la demi-vie, soit le temps requis pour que la concentration initiale d’arsenic diminue de moitié. RNSPA = Réseau national de surveillance de la pollution de l’air.

Les variations saisonnières de la composition en métaux traces des aérosols atmosphériques sont influencées par plusieurs facteurs météorologiques, notamment la température, l’humidité, ainsi que la vitesse et la direction du vent. Les saisons froides se caractérisent généralement par des inversions thermiques persistantes, des précipitations élevées et de faibles vitesses du vent, ce qui favorise l’accumulation des rejets anthropiques dans les PM_2,5, notamment les gaz d’échappement des véhicules. Les conditions climatiques sèches pendant les saisons chaudes favorisent la formation et la remise en suspension des particules de poussière, ce qui explique souvent les concentrations élevées d’éléments crustaux dans les aérosols atmosphériques à cette période de l’année (Celo et coll., 2010). La tendance saisonnière des concentrations d’arsenic dans les PM_2,5 dépendait de l’emplacement géographique du site. Des concentrations plus élevées d’arsenic ont été enregistrées pendant les saisons chaudes dans le Canada atlantique, au Québec et en Ontario, tandis que des concentrations plus élevées ont été observées pendant les saisons froides dans l’Ouest canadien.

3.1.3 Sources d’arsenic dans les PM

Les sources potentielles d’arsenic dans les matières particulaires ont été examinées dans plusieurs études. Par exemple, l’analyse des données sur les métaux provenant de sept sites sélectionnés du RNSPA entre mai 2004 et décembre 2006 a permis de cerner les rejets industriels provenant des installations de transformation des métaux, des installations de fabrication de matériaux de construction et de l’exploitation minière comme sources potentielles d’arsenic aux sites urbains (Celo et coll., 2010). Des études sur les sources potentielles de pollution dans le sud de l’Ontario (Sofowote et coll., 2015; Yasine et coll., 2024) ont conclu que l’industrie de la fusion des métaux non ferreux et la cokéfaction sont les sources les plus probables d’arsenic dans la région. Des études récentes sur la composition des PM_2,5 dans des zones à forte circulation à Toronto et à Vancouver semblent indiquer que la circulation n’a pas d’effet important sur les concentrations d’arsenic dans les matières particulaires. Les rejets industriels régionaux et locaux étaient les principaux contributeurs de cet élément (Dabek-Zlotorzynska et coll., 2019; Celo et coll., 2021).

Dans le cadre du programme du BGL, une méthode d’analyse des grappes de rétrotrajectoires (figure 22) a été utilisée pour retracer les trajectoires des masses d’air afin de déterminer les sources probables des rejets d’arsenic aux trois sites des Grands Lacs (l’île Burnt, Egbert et Point Petre) (Li et coll., 2020). Les résultats de cette analyse indiquent que d’importantes contributions d’arsenic proviennent du sud, particulièrement des États-Unis, et influencent des emplacements comme Egbert. Des sources importantes ont été relevées autour de Hamilton au Canada, ainsi que dans des régions transfrontalières comprenant certaines parties de l’État de New York, de la Pennsylvanie et du secteur où l’Ohio rejoint la Virginie-Occidentale. Ces trois sites ont fait l’objet d’études supplémentaires par Li et coll. (2020). Leur étude utilisait le facteur d’enrichissement (FE), une mesure servant à déterminer l’influence des activités humaines sur les concentrations d’arsenic. Un FE inférieur à 10 indique que l’arsenic provient probablement de sources naturelles, tandis qu’une valeur supérieure à 10 indique une origine anthropique. Les valeurs médianes du FE observées aux trois sites variaient de 120 à 160, ce qui indique une influence anthropique importante. Cette observation concorde avec les résultats obtenus pour d’autres métaux comme le plomb et le zinc, même si certains métaux comme le cuivre, le cadmium et le sélénium présentaient des valeurs de FE encore plus élevées.

Figure 22 : Résultats des grappes de rétrotrajectoires montrant les zones sources d’où provient l’arsenic selon les concentrations d’arsenic sur les particules atmosphériques aux stations de surveillance de l’île Burnt, Egbert et Point Petre

Une étude sur les sources des composantes des matières particulaires dans la région des sables bitumineux de l’Alberta a montré que l’arsenic provient probablement d’une source mixte de combustion, comme le coke, ou des gaz de procédé générés par les activités de valorisation du pétrole et du gaz (Phillips-Smith et coll., 2017). Toutefois, les concentrations d’arsenic mesurées aux sites de la région des sables bitumineux de l’Alberta (0,02 à 0,19 ng/m³) étaient relativement faibles (Mamun et coll., 2021).

Les feux de forêt constituaient également une source importante des concentrations élevées d’arsenic dans les matières particulaires atmosphériques dans la région des sables bitumineux de l’Alberta (Mamun et coll., 2021). Comme le montre la figure 23, des pics des concentrations de PM_2,5 et d’arsenic ont été observés pendant les épisodes intenses de feux de forêt en Alberta au cours de l’été 2016. D’autres études ont également confirmé que les feux de forêt constituent une source importante d’émissions atmosphériques d’arsenic.

Figure 23 : Concentrations mesurées sur 24 heures d’As dans les PM_2,5 dans la région des sables bitumineux de l’Alberta pendant 2016 et aux sites du RNSPA mesurées pendant 2023

3.1.4 Concentrations d’arsenic à l’échelle mondiale

Les concentrations d’arsenic dans les PM atmosphériques mesurées au Canada sont généralement inférieures aux concentrations déclarées dans d’autres pays (Celo et coll., 2010). En 2019, le programme GAPS a mesuré les concentrations d’arsenic à 51 sites dans le monde. Les concentrations d’arsenic enregistrées variaient de 0,000 3 à 5,89 ng/m³ dans la plupart des sites, avec deux valeurs aberrantes de 39,6 et 56,8 ng/m³ en Argentine et à la Barbade (figure 24). Les résultats indiquaient que les concentrations mesurées au Canada se situaient généralement dans la partie inférieure de l’échelle.

Figure 24 : Concentration totale d’arsenic (ng/m³) mesurée dans l’atmosphère mondiale au moyen de l’échantillonnage passif dans le cadre du programme GAPS en 2019 (n = 1 à chaque site)

3.1.5 Constatations et recommandations

Les résultats des réseaux RNSPA, BGL, ATOUSSA et GAPS montrent que les concentrations d’arsenic sont plus élevées près des zones urbaines et industrielles densément peuplées, potentiellement influencées par la production de métaux, l’exploitation minière, la construction, la circulation automobile et les contributions provenant des États-Unis.

Les tendances temporelles révèlent une diminution importante au Canada depuis le début des années 2000, probablement attribuable à des stratégies de contrôle comme l’abandon du bois traité à l’arsenic chromaté et l’amélioration des contrôles des matières particulaires dans les industries. Même si les concentrations d’arsenic ont diminué au cours des dernières années, d’importants rejets d’arsenic sont observés pendant les épisodes de feux de forêt. Il sera important de suivre cette situation au cours des prochaines années, dans le contexte des changements climatiques et de l’augmentation des feux de forêt partout au Canada.

Les concentrations d’arsenic dans les PM_2,5 à tous les sites mesurés au pays sont inférieures à la norme provinciale la plus stricte sur la qualité de l’air. Dans l’ensemble, les données canadiennes reflètent des niveaux d’exposition à l’arsenic relativement faibles comparativement aux moyennes mondiales, ce qui souligne l’importance de poursuivre la surveillance et les mesures de gestion des risques pour maintenir et améliorer la qualité de l’air, particulièrement dans les milieux industriels et urbains.

3.2 Milieu aquatique

Le gouvernement fédéral supervise des réseaux qui surveillent les plans d’eau partout au Canada, en collaboration avec des partenaires provinciaux, territoriaux et américains. Le rôle d’ECCC consiste à évaluer les effets des contaminants anthropiques et naturels sur les eaux transfrontalières. Ces réseaux suivent divers polluants, qu’ils soient dissous, fixés aux particules en suspension, déposés dans les sédiments ou accumulés dans la flore et la faune aquatiques. Certaines substances, comme les métaux, sont surveillées depuis la création des réseaux, tandis que d’autres ont été ajoutées au fil du temps pour répondre à des préoccupations particulières, notamment celles incluses dans le Plan de gestion des produits chimiques du Canada.

L’étude intitulée « Occurrence of Arsenic Contamination in Canada: Sources, Behavior, and Distribution » (Wang et Mulligan, 2006), a fourni une analyse approfondie de la contamination par l’arsenic au Canada. Elle a examiné les sources naturelles et anthropiques et a décrit la répartition de l’arsenic dans l’air, le sol, les sédiments, l’eau et le biote. L’étude a mis en évidence les risques environnementaux et sanitaires liés à l’exposition à l’arsenic en examinant ses mécanismes de transport, son comportement chimique et sa toxicité. Elle a également traité des stratégies émergentes de restauration et a souligné la nécessité d’améliorer la réglementation, la surveillance et la recherche afin de réduire efficacement la contamination par l’arsenic. Les conditions du milieu aquatique, comme le pH, le potentiel d’oxydo-réduction et l’oxygène dissous, influencent le comportement de l’arsenic. Par exemple, des conditions alcalines et pauvres en oxygène favorisent la libération de l’arsenic à partir des sédiments en raison de la réduction des oxydes métalliques auxquels l’arsenic est lié. À l’inverse, les conditions oxydantes tendent à stabiliser l’arsenic sous des formes moins toxiques, ce qui réduit sa mobilité.

3.2.1 Données de référence pour les concentrations d’arsenic dans les milieux aquatiques

Pour répondre au besoin de protéger les écosystèmes aquatiques, le Conseil canadien des ministres de l’environnement (CCME) a établi les Recommandations canadiennes pour la qualité des eaux (RCQE), qui recommandent les concentrations maximales d’arsenic suivantes : 5,0 µg/L pour l’eau douce et 12,5 µg/L pour l’eau de marine (CCME 2001).

Le CCME a également établi deux recommandations importantes sur la qualité des sédiments : les Recommandations provisoires pour la qualité des sédiments (RPQS) et le seuil probable d’effets (SPE) (CCME, 1999). Ces recommandations fournissent des données de référence pour la protection de la vie aquatique contre des contaminants comme l’arsenic dans les sédiments, au moyen des données de la Base de données sur les effets biologiques des sédiments (BEDS), qui comprend de nombreuses études sur les concentrations d’arsenic et leurs effets biologiques observés.

La RPQS représente une concentration en deçà de laquelle les effets biologiques néfastes devraient être rares. Elle est dérivée du 15e percentile des concentrations associées à des effets biologiques et du 50e percentile des concentrations sans effet observé. Ce seuil prudent vise à réduire les risques pour les organismes aquatiques. Le SPE indique une concentration au-delà de laquelle les effets biologiques néfastes sont plus probables. Il est calculé à partir du 50e percentile des concentrations associées à des effets biologiques observés et du 85e percentile des concentrations sans effet. Le SPE sert de seuil de risque plus élevé et permet de repérer les concentrations où des effets sur la vie aquatique sont plus probables. Pour l’arsenic dans les sédiments d’eau douce, la RPQS est fixée à 5,9 µg/g poids sec (p.s.), tandis que le SPE est fixé à 17,0 µg/g ps (CCME 1999a). Ces recommandations appuient la gestion environnementale en définissant les concentrations de contaminants qui présentent différents degrés de risque pour les écosystèmes aquatiques. Dans les milieux aquatiques, l’arsenic subit divers processus chimiques et microbiologiques. Son absorption par les organismes aquatiques est influencée par les concentrations de phosphore dans l’eau. Il convient de noter que l’arsenic ne fait pas l’objet d’une bioamplification dans les chaînes alimentaires d’eau douce.

Les Recommandations canadiennes pour la qualité de l’environnement traitent également des interactions de l’arsenic dans les sols, en soulignant leurs effets sur la santé des végétaux, particulièrement dans les contextes d’irrigation et d’abreuvement du bétail. Pour l’eau utilisée à des fins agricoles, les recommandations prévoient une concentration maximale d’arsenic de 100 µg/L pour l’eau d’irrigation afin de prévenir l’accumulation dans les sols pouvant nuire à la croissance des végétaux, et de 25 µg/L pour l’eau destinée au bétail afin d’assurer la sécurité et la santé des animaux, qui peuvent être plus sensibles à l’exposition à l’arsenic que les végétaux (CCME 1999b).

3.2.2 Sédiments

Dans le cadre du PGPC, le programme de surveillance des sédiments est mené régulièrement depuis le milieu des années 2000 sur les sédiments de surface, principalement dans le bassin des Grands Lacs et du fleuve Saint-Laurent, avec des collectes limitées dans les provinces de l’Atlantique et en Colombie-Britannique entre 2011 et 2014. Les renseignements présentés ici reposent sur des analyses des métaux récupérables totaux (RT). Cette méthode d’analyse vise à repérer les métaux présents dans l’environnement qui peuvent être absorbés par les organismes, appelés métaux biodisponibles. Toutefois, il importe de noter que même de légères modifications à cette méthode d’analyse peuvent entraîner certaines imprécisions ou certains biais dans les résultats. Par conséquent, ces résultats doivent être interprétés avec prudence, particulièrement compte tenu du fait que la sensibilité de ces méthodes pour détecter des métaux comme l’arsenic, appelée limite de détection de la méthode, peut varier considérablement d’un événement d’échantillonnage à l’autre. Le tableau 3 présente les résultats relatifs à l’arsenic mesurés dans l’environnement canadien depuis 1968. La répartition spatiale de l’arsenic dans les sédiments au Canada est présentée par région de 2008 à 2019 à la figure 25.

Des cartes détaillées des concentrations d’arsenic dans chaque région sont présentées aux figures 26 à 37 pour la même période. La variation des couleurs utilisées dans ces figures est établie en fonction des critères de qualité des sédiments.

Le tableau 3 et la figure 25 donnent un aperçu des concentrations d’arsenic dans différentes régions Les régions de surveillance dont les concentrations moyennes d’arsenic sont inférieures au seuil des RPQS comprennent le lac des Deux Montagnes, le lac Saint-François, le lac Saint-Louis, le lac Saint-Pierre, le Petit Bassin de La Prairie, le port de Québec, le port de Trois-Rivières, le tronçon fluvial du Saint-Laurent, les tributaires de l’Ontario, le lac Sainte-Claire, la rivière Sainte-Claire et la rivière Sainte-Marie.

Les régions dont les concentrations moyennes se situent entre les RPQS et le SPE comprennent l’Atlantique, le port de Montréal, le haut estuaire du Saint-Laurent, le lac Érié, la rivière Détroit, la baie Georgienne, le lac Huron, le lac Supérieur et le Pacifique.

Le lac Ontario est la seule région où les valeurs moyennes dépassent la limite du SPE. D’autres régions présentent des valeurs aberrantes dépassant la limite du SPE, notamment l’Atlantique, le port de Montréal, les tributaires de l’Ontario, la baie Georgienne, le lac Huron et le lac Supérieur.

Remarque : ND = non disponible

Figure 25 : Répartition des concentrations d’arsenic dans les sédiments de l’environnement canadien

3.2.2.1 Région du Pacifique

Des échantillons de sédiments de surface et une carotte de sédiments ont été prélevés dans le sud de la Colombie-Britannique entre 2011 et 2014 dans le cadre du programme du PGPC. Les résultats relatifs à l’arsenic sont présentés à la figure 25 par rapport aux autres échantillons canadiens et à la figure 26 pour les emplacements d’échantillonnage.

Les valeurs médiane et moyenne sont respectivement de 6,47 µg/g et de 6,14 µg/g, tandis qu’une valeur maximale de 10,1 µg/g a été observée au lac Frederick. Une carotte de sédiments a également été prélevée au site de Still Creek. Les concentrations d’arsenic observées dans la carotte montrent une augmentation graduelle à partir du début des années 1960, probablement attribuable aux industries situées à proximité dans le parc industriel de Vancouver, ce qui laisse supposer la présence actuelle d’une ou de plusieurs sources actives d’arsenic.

Figure 26 : Concentrations d’arsenic dans les sédiments prélevés entre 2011 et 2014 dans le sud de la Colombie-Britannique

3.2.2.2 Les Grands Lacs

Les résultats relatifs à l’arsenic dans les sédiments des Grands Lacs sont présentés à la figure 27 pour les années 1968 à 1973 et à la figure 28 pour les années 2013 à 2018. Les valeurs médianes, moyennes, maximales et les écarts-types de chacune des campagnes d’échantillonnage et de chacun des lacs sont présentés au tableau 3 et à la figure 25 à des fins de comparaison nationale. Les figures 29 à 31 présentent les profils d’arsenic mesurés dans les différentes carottes de sédiments prélevées dans les Grands Lacs entre 2007 et 2018.

Figure 27 : Concentrations d’arsenic dans les sédiments de surface des Grands Lacs pour les campagnes d’échantillonnage de 1968 à 1973

Figure 28 : Concentrations d’arsenic dans les sédiments de surface des Grands Lacs pour les campagnes d’échantillonnage de 2013 à 2018

Lac Supérieur, rivière Sainte-Marie, lac Huron et baie Georgienne

Les concentrations d’arsenic dans le lac Supérieur, le lac Huron et la baie Georgienne sont également présentées aux figures 28 et 29, et les concentrations étaient semblables à celles observées dans les lacs Érié et Ontario au début des années 2000 (Gewurtz et coll. 2008). Les premiers travaux de Kemp et coll. (1978) ont montré que, depuis la fin des années 1800, toutes les concentrations reflètent un certain degré d’influence anthropique. Les concentrations de fond d’arsenic sont de 5,0 µg/g dans le lac Supérieur, de 4,7 µg/g dans le lac Huron et de 6,0 µg/g dans la baie Georgienne (Kemp et coll. 1978; Gewurtz et coll. 2008). Les valeurs de fond indiquent qu’une part importante de l’arsenic présent dans les sédiments peut être attribuée à des sources naturelles comme le substrat rocheux et les sols environnants. Toutefois, les activités minières autour des Grands Lacs supérieurs, ainsi que les dépôts atmosphériques provenant de sources plus éloignées, constituent également des sources d’arsenic (Kemp et coll. 1978; Kerfoot et coll. 1999).

La valeur moyenne pour le lac Supérieur à partir des données recueillies pendant cette période a été établie à 8,0 µg/g, avec une valeur maximale de 20 µg/g, tandis que le lac Huron présentait une valeur moyenne de 9,2 µg/g et une valeur maximale de 63,4 µg/g (Gewurtz et coll. 2008). L’intégration des données de 2015 et 2016 dans l’ensemble de données a entraîné une augmentation des valeurs pour les deux lacs, celles du lac Supérieur atteignant respectivement 12,4 µg/g et 42 µg/g, et celles du lac Huron 14,1 µg/g et 77 µg/g. La baie Georgienne présentait une moyenne de 11,5 µg/g et une valeur maximale de 31,2 µg/g (Gewurtz et coll. 2008), lesquelles ont augmenté respectivement à 19,4 µg/g et 60 µg/g. Il convient de souligner qu’il s’agit d’augmentations importantes par rapport aux données historiques de la période de 1968 à 1973. Une analyse plus approfondie devrait être effectuée pour confirmer que les valeurs historiques sont directement comparables aux techniques modernes d’échantillonnage et d’analyse.

Les concentrations d’arsenic dans les sédiments ont augmenté dans tous les plans d’eau. Les valeurs moyennes du lac Supérieur sont passées de 1,12 µg/g en 1973 à 12,4 µg/g en 2016, soit une augmentation d’un ordre de grandeur. Le lac Huron présentait une concentration moyenne historique d’arsenic légèrement inférieure, soit 1,12 µg/g, et a suivi une hausse comparable à celle du lac Supérieur pour atteindre 14,12 µg/g en 2017. La baie Georgienne présentait une concentration moyenne initiale plus élevée en 1973, soit 5,23 µg/g, et a montré une tendance similaire à la hausse pour atteindre 19,38 µg/g en 2017. Aucune donnée sur les concentrations d’arsenic n’est disponible pour la rivière Sainte-Marie pour la période de 1968 à 1973. La concentration moyenne dans la rivière était de 4,73 µg/g, avec une médiane de 3,2 µg/g en 2017. Compte tenu des augmentations semblables observées dans le lac Supérieur et le lac Huron, il est possible de supposer que la rivière Sainte-Marie a suivi la même tendance à la hausse. Le tableau 4 met en évidence le changement important observé entre les périodes d’échantillonnage, tant pour le nombre de stations dépassant les RPQS et le SPE, indiqué comme « pourcentage de variation ». Ces résultats témoignent de changements importants dans les concentrations, même lorsqu’ils sont comparés aux données de Gewurtz et coll. (2008), ce qui laisse croire qu’une étude plus approfondie est nécessaire pour déterminer le mécanisme responsable de la contamination continue.

Remarque : ND = non disponible

Les profils des carottes de sédiments prélevées dans les lacs Supérieur et Huron montrent des variations temporelles différentes entre les deux lacs (figure 29). Les deux carottes du lac Supérieur présentent un pic de concentration important, celui du site oriental (LS-80) survenant peu après l’an 1700, et celui du site occidental (LS-169) apparaissant plus tard, vers la fin des années 1700. Les concentrations aux deux sites reviennent rapidement aux valeurs antérieures au pic, puis augmentent progressivement jusqu’à la période actuelle. Les deux carottes présentent des concentrations semblables à la surface, soit 13 µg/g pour LS-80 et 14 µg/g pour LS-169, des valeurs seulement légèrement supérieures à la concentration moyenne d’arsenic dans les sédiments du lac Supérieur, établie à 12,4 µg/g.

Deux carottes ont été prélevées dans le lac Huron, mais aucune donnée de datation n’est disponible pour la station LH-100. Contrairement au lac Supérieur, la carotte prélevée à la station LH-43 ne présente aucun pic de concentration durant la période allant de 1700 à 1800. Elle montre plutôt très peu d’augmentation et demeure relativement stable à une concentration légèrement supérieure à la concentration de fond estimée pour l’ensemble du lac, soit 4,7 µg/g (Gewurtz et coll. 2008). Toutefois, la station LH-43 présente une hausse rapide des concentrations d’As à partir d’environ 2005, atteignant une valeur élevée de 34 µg/g dans la tranche supérieure (2015). Même si aucune donnée de datation n’est disponible pour LH-100, la profondeur de la carotte est semblable à celle de LH-43. Contrairement à LH-43, cependant, LH-100 ne montre qu’une légère augmentation de la concentration d’arsenic de 2 µg/g entre la tranche la plus profonde, à 6 µg/g, et la mesure de surface. Des travaux supplémentaires dans le lac Huron sont recommandés pour mieux comprendre l’évolution des concentrations d’arsenic au fil du temps.

Figure 29 : Concentrations d’arsenic mesurées dans les carottes de sédiments prélevées dans le lac Supérieur (2016) et le lac Huron (2017) (WQMS, inédit)

Lac Érié, rivière Sainte-Claire, lac Sainte-Claire et rivière Détroit

Les cartes montrant la répartition spatiale des concentrations d’arsenic dans le lac Érié et le chenal reliant les lacs Huron et Érié sont également présentées aux figures 27 et 28. Les concentrations d’arsenic dans le lac Érié sont les plus élevées sur la rive sud-ouest près de Cleveland, historiquement un centre industriel et manufacturier, ainsi que dans le bassin oriental. Les concentrations de fond moyennes d’arsenic pour le lac Érié ont été estimées à 9 µg/g (Kemp et coll. 1978; Gewurtz et coll. 2008). Les concentrations médianes d’arsenic dans le lac Érié en 2014 étaient de 12,9 µg/g, soit des valeurs seulement légèrement supérieures à celles signalées par Marvin et coll. (2002) et Mudroch et coll. (1988). Toutefois, les concentrations moyennes dans le lac sont beaucoup plus élevées, atteignant 26,05 µg/g (tableau 3). Contrairement aux autres métaux relevés par Marvin et coll. (2002), la contamination par l’arsenic semble augmenter avec le temps.

L’examen de trois carottes de sédiments du lac Érié montre une tendance spatiale où les concentrations d’arsenic diminuent dans le bassin occidental et augmentent vers l’est. La station LE-970, située dans le bassin occidental, présente les concentrations d’arsenic les plus faibles des trois carottes; la valeur la plus élevée, soit 6,52 µg/g, a été mesurée au début des années 1980. La station LE-970 montre une diminution progressive des concentrations jusqu’à peu après 2010, moment où les concentrations d’arsenic recommencent à augmenter pour atteindre une concentration de surface de 5,24 µg/g. La station LE-880, située dans le bassin central, présente une diminution progressive des concentrations d’arsenic à partir d’un pic de 18,2 µg/g observé au milieu des années 1960, jusqu’à des concentrations de 7,81 µg/g dans les sédiments de surface. La station du bassin oriental, LE-879, présente un profil semblable à celui du bassin central, sauf pour les sédiments de surface qui montrent une hausse marquée des concentrations d’arsenic jusqu’à 27,2 µg/g. Compte tenu de cette hausse soudaine et importante, des échantillonnages supplémentaires devraient être réalisés pour confirmer cette valeur.

Figure 30 : Concentrations d’arsenic mesurées dans les carottes de sédiments prélevées dans le lac Érié en 2014 (WQMS, inédit)

Les concentrations d’arsenic dans la rivière Sainte-Claire atteignaient en moyenne 5,16 µg/g en 2014. Les concentrations moyennes étaient plus faibles dans le lac Sainte-Claire, à 3,1 µg/g, tandis que la rivière Détroit présentait une concentration moyenne de 7,6 µg/g. Ces valeurs sont nettement inférieures à celles observées dans les lacs supérieurs et semblables aux concentrations relevées par Gewurtz et coll. (2008). Les concentrations dans le lac Sainte-Claire sont demeurées comparables à celles mesurées en 2001 (Gewurtz et coll. 2007).

Lac Ontario

La rive sud et les principaux bassins sédimentaires du lac Ontario ont été échantillonnés en 2018. Les données complètes de la station 1034, située dans le bassin central du lac Ontario, sont disponibles (figure 31). Toutefois, les données de la station LO-1004 sont incomplètes puisqu’aucune information de datation n’est disponible. Les concentrations de fond d’arsenic pour le lac Ontario ont été estimées à moins de 5 µg/g, tandis que les concentrations observées au début des années 2000 au 75e percentile atteignaient 29,5 µg/g (Gewurtz et coll. 2007). La concentration moyenne d’arsenic dans les sédiments de surface du lac pour les échantillons prélevés en 2018 était de 19,9 µg/g, et la valeur maximale atteignait 38 µg/g. L’examen du profil de LO-1034 montre que les concentrations d’arsenic ont atteint un sommet dans les années 1980 avant de diminuer lentement jusqu’à une concentration de surface de 17 µg/g dans la carotte. Toutefois, LO-1004 présente un historique très différent. Les concentrations d’arsenic à cette station atteignaient un sommet près de la base de la carotte, à 116 µg/g, ce qui laisse supposer que ce maximum correspond à une période beaucoup plus ancienne de la carotte. Les concentrations ont diminué graduellement pendant plusieurs périodes avant d’augmenter de nouveau jusqu’à 52 µg/g juste sous la surface, puis de diminuer à 45 µg/g à la surface. Ces concentrations pourraient être attribuables à l’emplacement de la station à l’embouchure de la rivière Niagara, qui constitue une importante source de contamination pour le lac Ontario.

Figure 31 : Concentrations d’arsenic mesurées dans une carotte de sédiments prélevée dans le lac Ontario en 2018 (WQMS, inédit)

3.2.2.3 Fleuve Saint-Laurent

Les résultats relatifs à l’arsenic dans les sédiments du fleuve Saint-Laurent sont présentés aux figures 32 à 36 pour des échantillons prélevés entre 2008 et 2018. Le fleuve a été divisé en plusieurs secteurs pour mieux illustrer les données. La concentration moyenne d’arsenic avant l’ère industrielle est estimée à 6,0 µg/g dans les dépôts antérieurs à 1850 du lac Saint-François, à 5 µg/g dans le lac Saint-Louis et à 2 µg/g dans le lac Saint-Pierre (Saulnier et Gagnon, 2006). Les moyennes, valeurs maximales et écarts-types pour chacune des campagnes d’échantillonnage et pour chacun des lacs sont présentés au tableau 3 et à la figure 25 à des fins de comparaison nationale.

Le chenal du fleuve Saint-Laurent traverse des dépôts quaternaires, principalement des argiles postglaciaires déposées sous la mer de Champlain. Moins de 3 % des PM en suspension transportées par les eaux du fleuve proviennent du lac Ontario, 32 % proviennent des tributaires et 65 % proviennent de l’érosion du lit et des berges, principalement dans le corridor fluvial et l’estuaire du fleuve (Rondeau et coll. 2000). Cela laisse croire que la contamination des sédiments du fleuve est d’origine locale et qu’elle est peu liée aux Grands Lacs.

Haut Saint-Laurent

La région du haut Saint-Laurent comprend le territoire entre Cornwall et Montréal ainsi que le lac des Deux Montagnes formé par la confluence de la rivière des Outaouais et du fleuve Saint-Laurent (figure 32). Les concentrations moyennes d’arsenic dans les sédiments de surface étaient de 2,97 µg/g dans le lac Saint-François, de 8,7 µg/g dans le lac Saint-Louis et de 5,5 µg/g dans le lac des Deux Montagnes entre 2008 et 2018 (tableau 3 et figure 25). Dans le même ordre de présentation, les concentrations maximales mesurées étaient respectivement de 9,75 µg/g, 8,7 µg/g et 5,5 µg/g. La proportion d’échantillons présentant des concentrations supérieures au critère des RPQS (5,9 µg/g) était de 10,4 % dans le lac Saint-François, de 21,4 % dans le lac Saint-Louis et de 22,7 % dans le lac des Deux Montagnes. Dans le lac Saint-Louis, 9 % des échantillons dépassaient le critère du SPE (17,0 µg/g), tandis qu’un seul échantillon dépassait ce seuil dans le lac des Deux Montagnes.

La concentration d’arsenic la plus élevée (125,6 µg/g) a été observée dans le lac Saint-Louis. Cette région est connue pour avoir accueilli une fonderie en activité entre 1940 et 1990 (Pelletier 2009, 2019). Les concentrations mesurées ailleurs dans ces lacs semblent correspondre à des concentrations résiduelles ambiantes associées au passé industriel important du haut Saint-Laurent (EC et MDDEP, 2007). Il convient de noter que la partie nord du lac Saint-Louis reçoit des eaux turbides provenant de la rivière des Outaouais, laquelle draine en partie les roches intrusives du Bouclier canadien qui contiennent probablement des concentrations plus élevées d’arsenic.

Figure 32 : Concentrations d’arsenic dans les sédiments de surface du fleuve Saint-Laurent de 2008 à 2018, ainsi que l’emplacement d’échantillonnage et les profils de deux carottes de sédiments

En 1985, les concentrations d’arsenic dans le lac Saint-Louis étaient de 4,9 µg/g (Champoux et Sloterdijk, 1988), mais elles ont augmenté à 8,5 µg/g en 2003, puis à 8,7 µg/g en 2015 (Pelletier, 2009/2019). Cela représente une augmentation d’environ 77,6 % entre 1985 et 2015. Les carottes de sédiments prélevées dans le lac Saint-Louis montrent des variations au fil du temps, l’emplacement C1A présentant les augmentations les plus marquées pendant la période postindustrielle jusqu’au tournant des années 1900. Les concentrations à cet emplacement ont ensuite diminué jusqu’aux années 1920 avant d’augmenter de nouveau pour atteindre les niveaux de pointe antérieurs, entre 4 et 5 µg/g. La carotte prélevée à l’emplacement C3B présentait des concentrations faibles et constantes inférieures à 2 µg/g jusqu’au début des années 1900. Les concentrations ont ensuite fluctué autour de 3,0 µg/g jusqu’en 1994 (sommet de la carotte).

Corridor fluvial

Le corridor fluvial correspond au secteur du fleuve situé entre l’embouchure du lac Saint-Louis et l’entrée du lac Saint-Pierre. Ce secteur se caractérise principalement par des courants dépassant 3 m/s à certains endroits. L’échantillonnage des sédiments y est particulièrement difficile en raison de l’absence de zones de dépôt, ce qui oblige à prélever les échantillons près des rives des nombreuses îles ou des berges du fleuve lui-même (figure 33). Il convient de noter que le Petit Bassin de La Prairie correspond au chenal utilisé par la navigation commerciale pour contourner les rapides de Lachine près de l’île de Montréal. Le secteur situé entre Contrecœur et l’entrée du lac Saint-Pierre n’est pas illustré puisqu’aucun échantillon n’a pu y être prélevé en raison des forts courants.

Figure 33 : Concentrations d’arsenic dans les sédiments du corridor fluvial pour les campagnes d’échantillonnage de 1989 à 2014

La concentration moyenne d’arsenic dans le Petit Bassin de La Prairie en 2014 était de 5,5 µg/g, avec une concentration maximale de 7,22 µg/g. Cette valeur est inférieure à la moyenne de 8,7 µg/g observée dans le lac Saint-Louis (section précédente), dont provient l’eau qui s’y écoule. Trente-trois pour cent des stations du Petit Bassin de La Prairie dépassaient la valeur de la RPQS, tandis qu’aucune station ne dépassait la valeur du SPE.

Dans le reste du corridor fluvial, les concentrations sont généralement inférieures au critère des RPQS, sauf dans le secteur de Contrecœur (figure 33). La concentration maximale mesurée dans le secteur de Contrecœur atteint 150,0 µg/g dans un petit chenal entre les îles près de la zone industrielle, où se trouvent plusieurs installations industrielles, notamment des installations sidérurgiques, une raffinerie de métaux communs et une usine de mélange d’engrais en vrac. Dans les sites de ce secteur, 51,6 % dépassent la RPQS, tandis que 28 % dépassent le SPE.

Lac Saint-Pierre

Le lac Saint-Pierre est le dernier lac fluvial avant l’estuaire du Saint-Laurent. Il présente une faible profondeur de chaque côté du chenal de navigation situé en son centre. La partie amont du lac est formée de l’archipel Sorel-Berthier, encaissé dans les argiles postglaciaires de la mer de Champlain, ce qui ralentit considérablement les courants. En raison du faible mélange des différentes masses d’eau du fleuve, l’eau provenant de la rivière des Outaouais s’écoule le long de la rive nord du lac, tandis que l’eau du fleuve provenant des Grands Lacs tend à circuler au centre du lac Saint-Pierre (Pelletier, 2008 et 2018).

Figure 34 : Concentrations d’arsenic dans les sédiments du lac Saint-Pierre pour les campagnes d’échantillonnage de 1989 à 2016

Les concentrations élevées mesurées dans les chenaux entre les îles de Sorel-Berthier proviennent probablement de la partie amont du fleuve, plus particulièrement du lac Saint-Pierre. Comme l’indique le tableau 3, les concentrations moyennes d’arsenic ont légèrement diminué, passant de 2,2 µg/g en 2003 (Pelletier, 2008) à 1,9 µg/g en 2012 (Pelletier, 2018). La valeur maximale a toutefois augmenté, passant de 4,9 µg/g à 6,4 µg/g, possiblement en raison de l’augmentation continue observée dans les secteurs en amont. Seulement 2,5 % des échantillons (8 échantillons) dépassent le critère des RPQS, et aucun échantillon ne dépasse le SPE.

Estuaire fluvial

L’estuaire fluvial correspond au secteur du fleuve Saint-Laurent situé entre l’embouchure du lac Saint-Pierre (Trois-Rivières) et l’extrémité est de l’île d’Orléans (figures 34 et 35). L’estuaire fluvial est soumis aux effets des marées, et les courants y sont relativement forts sur toute sa longueur. Les zones de sédimentation y sont très peu nombreuses, sauf le long des rives protégées du courant ou dans des enceintes portuaires comme le port de Trois-Rivières et le port de Québec. Les concentrations mesurées dans le secteur de Trois-Rivières en 2016 étaient semblables à celles obtenues en 1989 (G.D.G. Environnement Ltée, 1990) (tableau 3). Aucun échantillon ne dépassait les RPQS, bien que 5 échantillons se situaient à moins de 0,05 µg/g du seuil (5,9 µg/g). En 1989, le secteur de Québec présentait certaines concentrations élevées d’arsenic, avec une valeur maximale de 26 µg/g (Procéan Inc., 1990). À cette époque, 14,5 % des échantillons dépassaient les RPQS, mais seulement 1 % (3 échantillons) dépassaient le SPE. En 2012, les concentrations avaient diminué, avec une valeur maximale de 11,4 µg/g, et seulement 6,8 % des échantillons dépassaient les RPQS. Aucun échantillon ne dépassait le SPE.

Figure 35 : Concentrations d’arsenic dans les sédiments de l’estuaire fluvial du fleuve Saint-Laurent pour les campagnes d’échantillonnage de 1989 à 2012

Estuaire supérieur et fjord du Saguenay

Les concentrations d’arsenic sont présentées à la figure 36 pour l’estuaire supérieur et le fjord du Saguenay, à partir d’échantillons recueillis en 2009 (Pelletier, inédit). Les concentrations préindustrielles d’arsenic pour ce secteur ont été établies à 2 µg/g (Saulnier et Gagnon, 2009). Les concentrations moyennes en 2010 étaient de 7,6 µg/g, avec une concentration maximale de 28 µg/g enregistrée en aval de Tadoussac. Plus de la moitié des échantillons dépassaient les RPQS (52,8 %) et 7,5 % dépassaient le SPE. Des concentrations plus élevées ont été observées près de Rivière-du-Loup, où les Chutes du Loup se jettent dans le fleuve, probablement en raison du ruissellement provenant des activités agricoles et de certaines activités industrielles mineures. Deux sites situés en aval du fjord du Saguenay, près de Tadoussac, présentaient également des concentrations élevées, probablement en raison d’une plus grande mobilisation des sédiments liée à la géologie locale.

Figure 36 : Concentrations d’arsenic dans les sédiments de l’estuaire supérieur et du fjord du Saguenay en 2010

3.2.2.4 Région de l’Atlantique

Des échantillons de sédiments de surface et une carotte de sédiments ont été prélevés dans la région de l’Atlantique entre 2011 et 2014 dans le cadre du programme du PGPC pour fournir un rapport de situation initial sur plusieurs substances. Les résultats relatifs à l’arsenic sont présentés à la figure 25 en comparaison avec le reste du Canada, et à la figure 37 pour l’emplacement des sites ainsi que les noms des lacs et cours d’eau visités, y compris le profil de la carotte de sédiments prélevée dans la rivière Saint-Jean (SJR-12), au Nouveau-Brunswick.

La concentration moyenne était de 69,1 µg/g (tableau 3); toutefois, cette valeur est fortement influencée par trois valeurs extrêmes : le lac William, avec une concentration de 858,0 µg/g, ainsi que le lac Banook, avec des concentrations de 394,0 µg/g et de 128,0 µg/g. L’exclusion de ces trois échantillons réduit considérablement la moyenne à 15,8 µg/g. Toutefois, 64 % des échantillons dépassent toujours le SPE, tandis que 88 % dépassent les RPQS. La carotte de sédiments prélevée dans la rivière Saint-Jean (SJR) montre des concentrations relativement stables d’arsenic durant la seconde moitié du XXe siècle, avec une concentration moyenne de 5,7 µg/g, bien inférieure à la moyenne régionale et légèrement inférieure aux RPQS.

Figure 37 : Concentrations d’arsenic dans les sédiments de la région de l’Atlantique de 2011 à 2019, y compris une carotte de sédiments dans la rivière Saint-Jean

Le lac Banook est situé au cœur de la ville de Dartmouth et ne reçoit aucun rejet industriel ni aucune eau usée. Il s’agit d’un important site récréatif aquatique qui accueille plusieurs compétitions régionales, nationales et internationales de sports de pagaie chaque année. Malgré une urbanisation importante durant la dernière partie du XXe siècle, l’eau de ce lac demeure relativement propre. Toutefois, des proliférations d’algues s’y produisent parfois durant l’été, empêchant la baignade, et les collines entourant le lac favorisent les débordements réguliers d’eaux de ruissellement (C. Garron et B. Lalonde, communications personnelles). Le lac William est situé au nord de Halifax et de Dartmouth, et l’eau s’écoule par le canal Shubenacadie jusqu’au lac Charles, puis vers le sud jusqu’au lac Micmac et au lac Banook. La Nouvelle-Écosse compte plus de 360 mines d’or abandonnées, dont le district aurifère de Montague, exploité à proximité du lac William et du lac Charles entre 1863 et 1940 (Clark et coll., 2021). Les concentrations moyennes d’arsenic mesurées dans les résidus miniers du site minier de Montague étaient d’environ 13 600 mg/kg et atteignaient jusqu’à 41 300 mg/kg (Drage, 2015). Il est très probable que les trois concentrations d’arsenic les plus élevées mesurées dans ce secteur soient liées à l’exploitation minière. D’autres concentrations élevées d’arsenic observées dans ce secteur pourraient également être attribuables à l’exploitation historique des métaux, ainsi qu’aux dépôts atmosphériques à longue distance (Roberts et coll., 2019).

3.2.3 Eaux de surface – océans, rivières, lacs et précipitations

L’arsenic pénètre dans les eaux de surface, y compris les rivières, les lacs et les cours d’eau, à la fois par des sources naturelles (comme la géologie régionale) et par des activités humaines, telles que les rejets industriels, l’exploitation minière et le ruissellement agricole. La surveillance des concentrations d’arsenic aide à évaluer l’efficacité des mesures de contrôle de la pollution et leurs effets sur la vie aquatique, afin de déterminer si les risques environnementaux ont diminué. La diminution des concentrations d’arsenic indique des progrès vers l’atteinte des objectifs environnementaux.

ECCC surveille les métaux, y compris l’arsenic, dans les eaux de surface depuis 1986 en vertu de la Loi sur les ressources en eau du Canada. Le programme surveille des paramètres clés de la qualité de l’eau, notamment les caractéristiques physicochimiques, les nutriments et les métaux. La surveillance de l’arsenic est essentielle pour évaluer les tendances à long terme de la qualité de l’eau au Canada.

La surveillance de la qualité des eaux de surface au Canada est divisée en trois grandes catégories selon les conditions environnementales et les priorités des programmes :

1. Rivières et cours d’eau intérieurs : Le réseau à long terme comprend 220 sites représentant différents usages des terres, des eaux transfrontalières, des sites de référence, des sites urbains et des secteurs à risque élevé de dégradation de la qualité de l’eau. Ces sites servent à établir l’état et les tendances de la qualité de l’eau à l’échelle nationale, ainsi que des indicateurs canadiens de durabilité de l’environnement (ICDE), comme l’Indice de la qualité des eaux (IQE). Le programme des ICDE classe ses principaux sites de surveillance à long terme selon les usages dominants des terres dans le bassin de drainage de chaque site, ce qui permet de représenter globalement les types de pressions environnementales auxquelles le site peut être exposé. Les classifications comprennent les sites éloignés ou peu touchés, ainsi que des usages des terres tels que l’agriculture, la foresterie, l’exploitation minière, les sables bitumineux, les zones habitées, ainsi que diverses combinaisons de ces catégories.
2. Chenaux de raccordement des Grands Lacs : Ces grands chenaux semblables à des rivières relient les Grands Lacs et sont fortement influencés par la qualité de l’eau des lacs en amont. La surveillance vise à comparer les concentrations de contaminants à mesure que l’eau s’écoule d’un lac à l’autre, afin de mieux comprendre les apports de substances chimiques toxiques provenant des rives industrialisées, particulièrement le long des rivières Niagara et Detroit.
3. Eaux libres des Grands Lacs : En raison de la vaste superficie et de la profondeur des Grands Lacs, la surveillance de la qualité de l’eau s’apparente à des études océanographiques menées à partir de navires de recherche au printemps et à l’automne. Comme il s’agit d’eaux binationales, les activités de surveillance sont coordonnées avec les États-Unis dans le cadre de l’Accord relatif à la qualité de l’eau dans les Grands Lacs (AQEGL).

En plus des sites de surveillance à long terme, une surveillance à court terme est effectuée à de nombreux endroits situés près de sources ponctuelles de rejets, comme les sites miniers, les installations de production d’énergie et les fonderies. Ces ensembles de données à court terme ne sont pas inclus dans les analyses des tendances à long terme en raison de problèmes de comparabilité.

Figure 38 : Sites de surveillance à long terme de la qualité de l’eau

3.2.3.1 Répartition spatiale et tendances des concentrations d’arsenic dans les eaux de surface canadiennes et comparaison avec les recommandations relatives à la qualité de l’eau

Les concentrations d’arsenic dans les eaux de surface sont résumées par zones de drainage et par régions de Pearse. Les zones de drainage comprennent cinq grands bassins de drainage océanique : l’océan Atlantique, la baie d’Hudson, le golfe du Mexique, l’océan Pacifique et l’océan Arctique. Vingt-cinq régions de Pearse ont également été évaluées.

Figure 39 : Concentrations médianes d’arsenic (µg/L) pour chaque région de drainage de Pearse au Canada

Remarque : Aucune donnée n’est disponible pour les régions de drainage du Nord de l’Ontario, des Grands Lacs et du Nord du Québec.

De 2004 à 2020, les concentrations d’arsenic au Canada variaient de <0,01 à 59,5 µg/L. La concentration médiane la plus faible a été observée dans la zone de drainage de l’océan Atlantique (0,27 µg/L), tandis que la concentration médiane la plus élevée a été observée dans la zone de drainage de la baie d’Hudson (1,27 µg/L). De façon générale, les concentrations d’arsenic sont plus faibles dans les zones de drainage des océans Pacifique et Atlantique, possiblement en raison de la géologie régionale.

Figure 40 : Diagramme en boîte des concentrations d’arsenic (µg/L) par région de drainage océanique

Remarque : Dans chaque boîte, la ligne centrale représente la valeur médiane, tandis que les limites supérieure et inférieure de la boîte représentent respectivement les 75e et 25e percentiles. Les lignes s’étendant à partir des boîtes montrent l’étendue des valeurs jusqu’à 1,5 fois l’écart interquartile (intervalle entre les 25e et 75e percentiles) au-dessus et au-dessous de la boîte. Les points représentent les valeurs situées à l’extérieur des moustaches, communément appelées valeurs aberrantes.

Dans l’ensemble des analyses, les sites situés dans la région de drainage Assiniboine–Rouge présentaient les concentrations d’arsenic les plus élevées ainsi que le plus grand nombre de dépassements de la valeur recommandée parmi toutes les régions de Pearse évaluées. La concentration médiane d’arsenic dans la région de drainage Assiniboine–Rouge est de 4,96 µg/L et approche la valeur recommandée par le CCME de 5 µg/L. Cette région couvre le sud de la Saskatchewan et du Manitoba, et les principales rivières de la région sont les rivières Qu’Appelle, Assiniboine et Rouge. La région couvre environ 190 000 km² et la majorité des terres est utilisée pour la production agricole (73,2 %), tandis que les zones naturelles et semi-naturelles (23,7 %) et les zones bâties (3,1 %) constituent les autres catégories d’utilisation des terres (StatCan, 2016). Parmi les six sites inclus dans cette région de drainage, cinq sont des sites des ICDE. Quatre de ces sites sont influencés par l’agriculture, les terres agricoles couvrant plus de 75 % de leur bassin de drainage respectif, tandis que le dernier site est influencé à la fois par l’agriculture et l’exploitation minière. Parmi les six sites, cinq ne présentent aucune tendance détectable des concentrations d’arsenic, tandis que le dernier site (rivière Assiniboine au pont de la route 8, SA05MD0002) présentait une tendance à la baisse des concentrations d’arsenic.

Comme la fraction totale des échantillons de qualité de l’eau comprend des particules en suspension, les valeurs obtenues à partir de la fraction dissoute ont été comparées à celles de la fraction totale. Dans chacun des sites, la concentration d’arsenic dans la fraction dissoute variait de 80 % à 95 % de la concentration mesurée dans la fraction totale. Même en excluant les particules en suspension, la concentration d’arsenic dans cette région de drainage demeure beaucoup plus élevée que dans les autres régions. Cela résulte probablement d’une combinaison de sites industriels non recensés dans l’INRP et de sites agricoles présents dans la région. La géologie ne devrait pas avoir d’incidence importante dans cette région.

Figure 41 : Diagramme en boîte des concentrations d’arsenic (µg/L) par région de drainage de Pearse, classées selon leurs valeurs médianes

Remarque : Les noms de la région de Pearse ont été abrégés comme suit : Côte arctique-îles (AC), Assiniboine-Rouge (ASN), Churchill (CH), Columbia (COL), Fraser-Lower Mainland (FRA), Keewatin-sud de l'île de Baffin (KEE), Lower Mackenzie (MAC), Lower Saskatchewan-Nelson (LSK), Maritime Coastal (MAR), Missouri (MIS), Terre-Neuve-et-Labrador (NFL), Saskatchewan Nord (NSK), North Shore-Gaspé (GSP), Okanagan-Similkameen (OKA), Ottawa (OTT), Pacific Coastal (PAC), Peace-Athabasca (ATH), Saint John-St. Croix (SJC), Saskatchewan Sud (SSK), Saint-Laurent (STL), Winnipeg (WPG), Yukon (YKN).

Les classifications du programme des ICDE ont été utilisées pour regrouper les sites par type d'utilisation des terres. Ces classifications ont été mises à jour pour la dernière fois en 2019, et les critères de classification figurent dans le rapport sur la qualité de l'eau dans les cours d'eau canadiens des ICDE.

Les classifications du programme des ICDE ont été utilisées pour regrouper les sites selon le type d’utilisation des terres. Ces classifications ont été mises à jour pour la dernière fois en 2019, et les critères de classification figurent dans le rapport de 2020 des ICDE intitulé Qualité de l’eau des cours d’eau canadiens (ECCC, 2020a).

Figure 42 : Diagramme en boîte des concentrations d’arsenic (µg/L) selon les classifications combinées des sites des ICDE

Les sites classés selon une utilisation agricole des terres présentaient les concentrations médianes d’arsenic les plus élevées (2,3 µg/L), tandis que les zones peuplées et les sites mixtes de foresterie et d’exploitation minière présentaient des médianes plus faibles (de 0,44 à 0,47 µg/L). Les sites de référence présentaient les concentrations les plus faibles (0,09 µg/L).

La plupart des sites ont présenté des concentrations d’arsenic stables ou en diminution, et seuls quelques sites ont affiché des tendances à la hausse, principalement dans les catégories des zones peuplées et des sites mixtes de foresterie et d’exploitation minière.

Les concentrations médianes d’arsenic varient de 0,27 µg/L dans la zone de drainage de l’océan Atlantique à 1,27 µg/L dans la zone de drainage de la baie d’Hudson. La région de drainage Assiniboine–Rouge présente la concentration médiane d’arsenic la plus élevée, soit 4,96 µg/L, tandis que des régions comme Keewatin–sud de l’Île de Baffin et Côte-Nord–Gaspé présentent les concentrations médianes les plus faibles. La concentration médiane d’arsenic dans la région de drainage Assiniboine–Rouge est proche de la recommandation du CCME de 5 µg/L.

Les classifications selon l’utilisation des terres influencent les concentrations d’arsenic, les zones agricoles exerçant une influence importante, particulièrement dans des régions comme Assiniboine–Rouge où l’agriculture domine l’utilisation des terres. Bien que la plupart des sites n’aient présenté aucune tendance détectable des concentrations d’arsenic, un site de la région de drainage Assiniboine–Rouge a présenté une tendance à la baisse.

Les sites influencés par les activités agricoles présentaient la concentration médiane d’arsenic la plus élevée, soit 2,3 µg/L, ce qui laisse supposer un lien potentiel entre certaines pratiques agricoles, comme l’utilisation historique de pesticides à base d’arsenic, et les concentrations élevées d’arsenic dans les eaux de surface. Cette situation est particulièrement notable dans la région de drainage Assiniboine–Rouge, située dans la zone de drainage de la baie d’Hudson, qui est reconnue pour l’intensité de ses activités agricoles. Malgré cela, les données indiquent également que les caractéristiques géographiques et régionales jouent un rôle crucial dans la répartition de l’arsenic, comme en témoignent les concentrations relativement modestes observées dans les sites agricoles de l’Île-du-Prince-Édouard, contrairement aux concentrations plus élevées observées dans les régions des Prairies du Manitoba, de la Saskatchewan et de l’Alberta.

De plus, l’analyse a mis en évidence une fréquence de dépassement de la recommandation du CCME pour la protection de la vie aquatique, établie à 5 µg/L pour les milieux d’eau douce. La majorité des sites présentaient moins de 5 % d’échantillons dépassant cette recommandation, les sites agricoles constituant la principale exception, puisque plus de 25 % des échantillons y dépassaient les valeurs recommandées, principalement en raison des sites situés dans la région de drainage Assiniboine–Rouge.

Les analyses de tendance réalisées sur les sites des ICDE ont révélé des concentrations d’arsenic généralement stables ou en diminution au cours de la période de surveillance de 16 ans, seul un petit nombre de sites de diverses classifications présentant des tendances à la hausse. Ces tendances indiquent un rythme de variation lent des concentrations d’arsenic, peu susceptible d’entraîner des répercussions importantes sur l’environnement ou la santé à court terme. Néanmoins, ces constatations soulignent l’importance de poursuivre la surveillance des concentrations d’arsenic dans les eaux de surface afin de gérer et d’atténuer les risques potentiels pour la qualité de l’eau et la santé publique.

3.2.3.2 Tendances des concentrations d’arsenic dans l’eau des chenaux interlacustres des Grands Lacs et comparaison avec les recommandations relatives à la qualité de l’eau

De 1980 à 2003, les concentrations d’arsenic dans les eaux des rivières Niagara et Saint-Laurent variaient entre <0,100 µg/L et 5 000 µg/L. La valeur médiane était de 0,600 µg/L et la moyenne de 0,653 µg/L. Toutefois, de 2003 à 2019, les concentrations d’arsenic dans les chenaux interlacustres ont présenté une plage de variation plus étendue, soit de <0,010 µg/L à 9,490 µg/L. La concentration médiane a augmenté à 0,880 µg/L, avec une moyenne arithmétique de 0,914 µg/L. Au cours de la période de 1978 à 2019, les concentrations dans la phase particulaire variaient de <0,001 µg/g à 30 µg/g, avec des valeurs médiane et moyenne arithmétique de 10,180 µg/g et 10,47 µg/g respectivement. Il convient de noter que les concentrations avaient tendance à augmenter vers l’aval, depuis les sites situés dans les parties amont des chenaux interlacustres dans la rivière Sainte-Claire jusqu’à la rivière Niagara, puis au fleuve Saint-Laurent. De plus, les concentrations atteignaient généralement leur maximum aux sites situés en aval lorsque des mesures amont/aval étaient effectuées, comme dans les réseaux du Sainte-Claire et du Niagara, ce qui indique la présence d’apports le long de ces tronçons. Les concentrations plus faibles observées à l’île Wolfe pourraient s’expliquer par le temps de résidence plus long du lac Ontario (6 ans comparativement à 2,6 ans pour le lac Érié) et par la sédimentation au fond du lac de l’arsenic lié aux particules.

Dans le cadre du plan de gestion des substances toxiques de la rivière Niagara (PGSTRN), ECCC évalue les paramètres de qualité de l’eau en fonction des critères les plus stricts adoptés par les quatre organismes partenaires (ECCC, ministère de l’Environnement, de la Protection de la nature et des Parcs de l’Ontario [MEPP], United States Environmental Protection Agency et New York State Department of Environmental Conservation). Pour l’arsenic, le PGSTRN applique le critère de qualité de l’eau de 5,00 µg/L établi dans les Objectifs provinciaux de la qualité de l’eau de l’Ontario de 1994, qui correspond également à la recommandation actuelle à long terme du CCME pour la qualité de l’eau visant la protection de la vie aquatique. L’application de ce critère à l’ensemble des données sur l’eau recueillies dans les chenaux interlacustres entre 2003 et 2019 a permis de relever deux dépassements : un à Niagara-on-the-Lake (7,94 µg/L en 2016) et un autre à l’île Wolfe (9,49 µg/L en 2013). Avant la modification de la méthode analytique en 2003, ces recommandations n’avaient pas été dépassées dans l’eau aux sites des chenaux interlacustres, à l’exception d’une mesure de 5,00 µg/L enregistrée à Niagara-on-the-Lake en décembre 1983.

La comparaison des données de la phase particulaire avec les critères de qualité des sédiments élaborés par un groupe de travail du plan d’action Saint-Laurent (EC et MDDEP, 2007) montre des dépassements des RPQS dans 200 échantillons à Point Edward (93 % des 214 échantillons prélevés entre 2003 et 2019), 212 échantillons à Port Lambton (96 % des 220 échantillons prélevés entre 2003 et 2019), 235 échantillons à l’île Wolfe (91 % des 258 échantillons prélevés entre 1988 et 2019), 874 échantillons à Fort Érié (99 % des 884 échantillons prélevés entre 1983 et 2019) et 1 045 échantillons à Niagara-on-the-Lake (99,9 % des 1 046 échantillons prélevés entre 1980 et 2019). L’application de la concentration d’effets occasionnels (CEO; 7,6 µg/g) des recommandations relatives aux sédiments réduit ces nombres à 152 dépassements à Point Edward (71 % de tous les échantillons), 175 dépassements à Port Lambton (80 % de tous les échantillons), 758 dépassements à Fort Érié (86 % de tous les échantillons), 195 dépassements à l’île Wolfe (76 % de tous les échantillons) et 82 dépassements à Niagara-on-the-Lake (98 % de tous les échantillons). L’application du SPE du CCME (17 µg/g) a permis de relever 19 dépassements à Niagara-on-the-Lake, 2 dépassements à Fort Érié et 1 dépassement à chacun des sites de Point Edward, Port Lambton et de l’île Wolfe.

À l’exception des échantillons de phase particulaire recueillis à Niagara-on-the-Lake et des données sur l’eau antérieures à 2003, l’analyse des données à long terme sur les concentrations d’arsenic indique des tendances à la baisse aux sites de surveillance d’ECCC situés dans les chenaux interlacustres des Grands Lacs. Entre 1980 et 2003, les tendances observées dans les concentrations d’arsenic dans l’eau à Fort Érié, Niagara-on-the-Lake et à l’île Wolfe montrent effectivement des augmentations; toutefois, celles-ci sont pratiquement négligeables. De 2003 à 2019, les concentrations d’arsenic dans l’eau semblent diminuer d’environ 0,94 % par année à Point Edward, de 0,91 % par année à Port Lambton et à Fort Érié, de 0,07 % par année à Niagara-on-the-Lake et de 1,1 % par année à l’île Wolfe. Il convient de souligner que la valeur p ajustée de 0,909 à Niagara-on-the-Lake laisse croire que ce résultat est probablement attribuable au hasard et ne fournit pas de preuves suffisantes pour confirmer la présence d’une tendance à ce site. Des tendances à la baisse semblent également être présentes pour l’arsenic dans la phase particulaire. Les concentrations d’arsenic dans la phase particulaire ont diminué d’environ 1,85 % par année à Point Edward, de 2,54 % par année à Port Lambton et de 0,38 % par année à l’île Wolfe. Les concentrations mesurées dans la rivière Niagara montrent une diminution à Fort Érié (0,09 % par année) et une augmentation à Niagara-on-the-Lake (0,14 % par année); toutefois, les valeurs p ajustées de 0,267 et 0,082 respectivement indiquent que les éléments de preuve à l’appui de ces tendances demeurent limités.

Figure 43 : Emplacements d’échantillonnage des chenaux interlacustres

L’analyse des concentrations d’arsenic dans les échantillons d’eau totale prélevés dans les chenaux interlacustres révèle une plage de concentrations notable au fil des années, ainsi qu’une augmentation graduelle de la concentration médiane observée entre la période de 1980 à 2003 et celle de 2003 à 2019. Plus précisément, les concentrations d’arsenic variaient de moins de 0,100 µg/L à 5 000 µg/L durant la première période, tandis que la médiane est passée de 0,600 µg/L à 0,880 µg/L durant la période plus récente.

Deux dépassements des Objectifs provinciaux de qualité de l’eau de l’Ontario et de la recommandation du CCME pour l’arsenic, établie à 5,00 µg/L pour la protection de la vie aquatique, ont été enregistrés : un à Niagara-on-the-Lake et un autre à l’île Wolfe.

Les concentrations d’arsenic dans la phase particulaire, qui offrent une autre perspective sur la contamination par l’arsenic, ont montré que les concentrations tendent à augmenter vers l’aval. Cette tendance laisse supposer la présence d’apports d’arsenic le long de ces chenaux interlacustres, des concentrations plus élevées étant observées dans les secteurs où des dispositifs de surveillance amont/aval sont en place, comme dans les réseaux de la Sainte-Claire et du Niagara. La comparaison des données de la phase particulaire avec les recommandations relatives aux sédiments élaborées dans le cadre du plan d’action Saint-Laurent souligne également l’omniprésence de l’arsenic, avec de nombreux dépassements des RPQS et de la CEO observées à plusieurs sites.

Malgré ces préoccupations, l’analyse des tendances à long terme des concentrations d’arsenic dans l’eau totale et dans la phase particulaire indique généralement des tendances à la baisse à la plupart des sites de surveillance d’ECCC dans les chenaux interlacustres des Grands Lacs. Cela laisse entendre que les efforts visant à réduire la pollution par l’arsenic produisent des effets positifs, même si le rythme des améliorations varie d’un site à l’autre. La diminution des concentrations d’arsenic dans la phase particulaire, en particulier, indique une réduction graduelle des concentrations d’arsenic dans l’écosystème.

3.2.3.3 Tendances spatiales et temporelles des concentrations d’arsenic dans les Grands Lacs et comparaison avec les recommandations relatives à la qualité de l’eau

Les eaux courantes des tributaires et des chenaux interlacustres dans les bassins hydrographiques transfrontaliers sont appelées systèmes « lotiques ». Ces milieux tendent à présenter des concentrations plus élevées de contaminants en raison de l’écoulement constant de l’eau. Les eaux des Grands Lacs sont appelées systèmes « lentiques », où l’eau est stagnante et les sédiments se déposent, ce qui entraîne des concentrations plus faibles de contaminants.

Les Grands Lacs laurentiens sont des eaux transfrontalières entre les États-Unis et le Canada qui constituent un important système aquatique, puisqu’ils renferment environ 20 % de l’approvisionnement mondial en eau douce. La protection, la conservation et la restauration de l’environnement des Grands Lacs sont une priorité pour les États-Unis et le Canada. L’arsenic est mesuré avec d’autres paramètres préoccupants dans les eaux des Grands Lacs à l’appui de l’Accord relatif à la qualité de l’eau dans les Grands Lacs (AQEGL). Il fait partie d’un ensemble de métaux totaux surveillés dans le cadre du Programme de surveillance des Grands Lacs (PSGL), le programme de surveillance à long terme de la qualité de l’eau des Grands Lacs mené par ECCC à bord de navires. Les tendances spatiales de la qualité de l’eau peuvent être déterminées au moyen du réseau du PSGL. Des échantillons sont prélevés dans les milieux littoraux et extracôtiers, dans les eaux canadiennes et américaines, à l’exception de la campagne de 2019 dans le lac Supérieur, où seules les eaux canadiennes ont été échantillonnées. En utilisant uniquement les stations extracôtières, où les sites sont soustraits à la variabilité liée aux sources du bassin versant, il est possible de détecter des tendances temporelles qui pourraient ne pas être évidentes dans les tributaires et les eaux littorales. La surveillance des contaminants dans les eaux extracôtières des Grands Lacs constitue donc une méthode efficace pour détecter les tendances au fil du temps dans le milieu aquatique.

Figure 44 : Répartition spatiale de l’arsenic dans les eaux de surface des Grands Lacs de 2015 à 2019

Une analyse statistique des tendances temporelles est réalisée uniquement à partir des données extracôtières pour maximiser la probabilité de détecter les tendances, le cas échéant. La définition d’extracôtier varie selon le Grand Lac; pour le lac Supérieur, il s’agit de stations dont la profondeur totale de l’eau est de 150 m ou plus; pour le lac Huron et la baie Georgienne, de 50 m ou plus; pour le lac Ontario, de 100 m ou plus. Pour le lac Érié, les données sont plutôt divisées par bassin, soit ouest, central et est. Les données sur les tendances sont présentées à la figure 45. Des signes de diminution sont observés seulement dans le lac Supérieur pendant la période étudiée ici (2003 à 2019). Cette diminution pourrait être attribuable à la réduction des concentrations d’arsenic dans les précipitations. En raison de sa très grande superficie par rapport à celle de son bassin versant, les apports atmosphériques sont particulièrement importants pour le lac Supérieur. L’interprétation proposée est que la diminution de l’arsenic dans les précipitations se reflète dans la tendance observée dans les eaux du lac Supérieur, mais que, dans les autres lacs, cette tendance générale à la baisse à l’échelle du bassin est masquée par l’influence d’autres sources. Les Grands Lacs sont connus pour réagir très lentement aux changements des charges, et les Grands Lacs situés en aval réagissent à la fois aux sources internes au bassin versant et aux apports provenant des Grands Lacs en amont. Les lacs réagissent donc à des ajustements contemporains et historiques des apports, des exportations et du transport.

Figure 45 : Concentrations d’arsenic dans les Grands Lacs, de 2003 à 2019 (µg/L)

Remarque : Les diagrammes en boîte et à moustaches montrent la distribution des concentrations d’arsenic au printemps de chaque année d’échantillonnage. À l’exception du lac Érié, seules les eaux extracôtières sont présentées. Ces données illustrent le mieux les tendances à long terme, à l’écart de l’influence des sources littorales. Une tendance temporelle à la baisse est observée uniquement pour l’arsenic dans le lac Supérieur (ligne pleine).

Dans l’ensemble, les données de 2003 à 2019 montrent que les concentrations d’arsenic dans les Grands Lacs sont demeurées inférieures à la recommandation à long terme du CCME pour la qualité de l’eau pour la protection de la vie aquatique, établie à 5 µg/L. Les concentrations d’arsenic les plus élevées ont été observées dans le lac Ontario, avec une concentration moyenne de 0,846 µg/L, suivi du lac Érié, du lac Huron, du lac Supérieur et de la baie Georgienne, par ordre décroissant de concentration.

Une analyse statistique détaillée des tendances temporelles dans les eaux extracôtières a mis en évidence une diminution significative des concentrations d’arsenic uniquement dans le lac Supérieur pendant la période étudiée. Cette diminution est attribuée à la réduction des concentrations d’arsenic dans les précipitations, une source importante d’arsenic pour le lac Supérieur en raison de sa grande superficie par rapport à celle de son bassin versant. En revanche, aucun changement significatif n’a été observé dans les concentrations d’arsenic du lac Huron, de la baie Georgienne et du lac Ontario. Des variations ont été observées dans les différents bassins du lac Érié, mais elles ne constituaient pas une tendance significative.

3.2.4 Biote – Programme de surveillance des contaminants dans les poissons (PSCP)

L’analyse des concentrations d’arsenic dans les poissons des Grands Lacs et d’autres régions du Canada peut fournir des renseignements précieux sur la dynamique complexe de l’exposition à l’arsenic dans les écosystèmes aquatiques. Il est évident que les concentrations d’arsenic varient considérablement selon les espèces de poissons, et ces variations ne peuvent pas être prédites de façon fiable uniquement à partir de la position des espèces dans la chaîne alimentaire. La bioaccumulation de l’arsenic chez les espèces de poissons semble plutôt influencée par des facteurs comme les sources alimentaires d’arsenic et la capacité des poissons à réguler leurs concentrations internes d’arsenic. Aucune preuve convaincante n’appuie la bioamplification de l’arsenic dans le réseau trophique des poissons; la biodilution semble plutôt être la tendance dominante.

Dans certains cas, des facteurs comme la taille corporelle, le régime alimentaire et l’habitat d’alimentation peuvent fournir des pistes utiles pour expliquer la variabilité des concentrations d’arsenic chez les poissons à certains sites. Les concentrations d’arsenic les plus élevées ont notamment été observées chez des poissons des régions des Grands Lacs inférieurs et du fleuve Saint-Laurent. De plus, une observation intéressante concerne l’augmentation apparente des concentrations d’arsenic chez le touladi des Grands Lacs inférieurs, particulièrement dans le lac Ontario, depuis le milieu des années 1980, tandis que les concentrations chez certains poissons-proies, comme l’éperlan arc-en-ciel, ont diminué. Fait important, moins de 1 % des poissons présentaient des charges corporelles d’arsenic associées à des effets négatifs sur la santé des poissons, et une fraction encore plus faible présentait des concentrations d’arsenic dans le corps entier dépassant les lignes directrices relatives à la consommation humaine (3,5 mg/kg de poids frais). Dans l’ensemble, il existe peu de preuves permettant de conclure à des effets nocifs importants de l’arsenic sur les populations de poissons aux sites représentatifs du réseau national de surveillance.

Du point de vue écologique, il est essentiel de comprendre les facteurs qui régissent l’accumulation de l’arsenic chez les poissons. Cette compréhension peut orienter les stratégies d’atténuation, particulièrement dans les régions où des sources anthropiques connues d’arsenic sont présentes, comme les activités minières. De plus, les différences interspécifiques observées dans les concentrations d’arsenic soulignent l’importance de tenir compte de données provenant d’un éventail d’espèces dans les évaluations des risques.

En ce qui concerne les préoccupations de santé publique, l’étude indique que le risque associé à la consommation de poissons présentant des concentrations élevées d’arsenic est minime. Néanmoins, la vigilance demeure essentielle, particulièrement dans les secteurs où les poissons présentent systématiquement des concentrations plus élevées d’arsenic.

Des détails supplémentaires sur les données relatives aux poissons sont présentés au tableau 7 de la section 9.6 de l’annexe du présent rapport.

3.2.4.1 Effets de l’arsenic sur les poissons

L’exposition chronique à l’arsenic peut nuire à la croissance et à la reproduction des poissons, notamment en réduisant la production d’œufs en raison d’effets possibles de perturbation endocrinienne (Davey et coll., 2007). Des études ont montré des réductions de la croissance et de la survie chez les poissons exposés à l’arsenic à certaines charges corporelles (Gilderhus, 1966; Tsai et Liao, 2006). McIntyre et Linton (2012) ont conclu que les effets de l’exposition chronique à l’arsenic se produisent lorsque les concentrations d’arsenic dans les tissus du corps entier des poissons atteignent 2 à 5 mg/kg de poids humide. Toutefois, seulement trois poissons sur plus de 1 900 poissons mesurés présentaient des concentrations dans cette plage.

Plusieurs facteurs influencent la toxicité et la biodisponibilité de l’arsenic. Le type d’arsenic est un facteur crucial, les formes inorganiques étant plus toxiques que les formes organiques (Kumari et coll., 2017; McIntyre et Linton, 2012). L’état d’oxydation est également important, et des paramètres physiques de qualité de l’eau comme la dureté, le pH et le carbone organique dissous (COD) peuvent influencer la toxicité de l’arsenic selon sa forme. La salinité et la température peuvent influencer la toxicité, l’arsenic (V), aussi appelé arséniate, étant plus toxique pour la truite à des températures plus froides (McGeachy et Dixon, 1989).

Les poissons sont consommés par les humains et la faune. La ligne directrice canadienne pour la santé humaine relative à la consommation d’arsenic dans les tissus de poissons est de 3,5 mg/kg de poids humide. Toutefois, comme le doré jaune est souvent consommé par les humains, il présente un certain risque. Cependant, la proportion d’arsenic inorganique chez le doré jaune est probablement plus faible que chez les espèces de poissons de niveau trophique inférieur, ce qui réduit le risque pour la santé humaine. Les poissons transforment l’arsenic inorganique en formes organiques, et des études suggèrent que le risque d’exposition du public à l’arsenic par la consommation de poisson est faible, même dans les zones où une contamination connue par l’arsenic est présente (Tanamal et coll., 2021).

3.2.4.2 Différences interspécifiques

Des différences importantes dans les concentrations d’arsenic ont été observées entre différentes espèces de poissons vivant au même site (figure 46), mais aucun lien clair n’a été établi entre leur position dans le réseau trophique et leurs concentrations d’arsenic. Par exemple, dans le bassin du Niagara du lac Ontario, le touladi, prédateur supérieur (niveau trophique 4), présentait des concentrations d’arsenic nettement plus élevées que les poissons-proies (niveau trophique 3). Toutefois, dans le lac Édouard, au Québec, les espèces omnivores de ménés (niveau trophique 3) présentaient des concentrations d’arsenic comparables à celles du touladi, tandis que l’omble de fontaine insectivore (niveau trophique 3) présentait des concentrations nettement plus faibles. Contrairement à de nombreux contaminants qui font l’objet d’une bioamplification, c’est-à-dire dont les concentrations augmentent à mesure que l’on monte dans la chaîne alimentaire, l’arsenic subit un processus appelé biodilution, particulièrement sous sa forme inorganique, ce qui entraîne des concentrations plus élevées chez les organismes de niveau trophique inférieur, comme le plancton et les algues, comparativement aux poissons.

L’analyse du touladi et de l’éperlan dans les Grands Lacs a montré des différences importantes dans les concentrations d’arsenic. Les concentrations d’arsenic étaient généralement plus élevées chez le touladi, mais les différences variaient selon les emplacements. Même si le touladi présentait une plus grande variabilité des concentrations d’arsenic, les sites où les concentrations d’arsenic étaient élevées chez l’éperlan avaient aussi tendance à présenter des concentrations élevées chez le touladi, ce qui laisse croire que le touladi peut tout de même servir d’indicateur efficace de la pollution par l’arsenic. Ces différences propres aux espèces sont probablement dues aux habitudes alimentaires différentes des poissons et à leur efficacité à transformer l’arsenic.

La niche alimentaire d’une espèce de poisson joue un rôle crucial dans l’accumulation de l’arsenic, et les facteurs environnementaux ainsi que les préférences alimentaires influencent l’accumulation de l’arsenic chez les poissons selon les régions. Les poissons qui s’alimentent en eaux libres, ou dans la zone pélagique, tendent à accumuler davantage d’arsenic que ceux qui vivent plus près des rives, dans la zone littorale. Les poissons qui se nourrissent de plancton, comme les gaspareaux, accumulent davantage d’arsenic que les poissons insectivores ou piscivores, probablement en raison de leur forte consommation d’algues, qui constituent une source importante d’arsenic.

Figure 46 : Comparaison des concentrations moyennes d’arsenic (As) dans l’organisme entier chez plusieurs espèces de poissons provenant d’un même site

3.2.4.3 Tendances spatiales et temporelles

Les concentrations d’arsenic chez les poissons prédateurs supérieurs provenant de divers sites sont présentées à la figure 47. Les poissons prédateurs provenant du secteur des Grands Lacs et du fleuve Saint-Laurent présentaient les concentrations moyennes d’arsenic les plus élevées. Des espèces comme le touladi et le doré jaune dans des endroits tels que la baie Georgienne, la partie est du lac Érié, tous les sites du lac Ontario et le fleuve Saint-Laurent figuraient parmi les 25 % de sites présentant les concentrations d’arsenic les plus élevées. Les concentrations d’arsenic les plus élevées ont été observées chez le touladi de la baie Georgienne et du lac Ontario, chez le doré jaune du fleuve Saint-Laurent et chez le brochet maillé du cours inférieur de la rivière Salmon, au Nouveau-Brunswick. À l’inverse, les poissons provenant des Prairies et du sud de la Colombie-Britannique présentaient des concentrations d’arsenic plus faibles, se situant généralement dans les deux quartiles inférieurs.

Afin de tenir compte des différences d’accumulation d’arsenic entre les espèces de poissons coexistant dans un même milieu, les analyses ont été réalisées pour une même espèce entre différents sites plutôt qu’en regroupant toutes les espèces. Le touladi, le doré jaune et l’éperlan ont été comparés. Les concentrations d’arsenic ajustées en fonction de la longueur chez le touladi étaient les plus élevées dans le lac Ontario, particulièrement dans les bassins Est et du Niagara. Des concentrations modérées ont été observées dans d’autres secteurs des Grands Lacs, tandis que les concentrations les plus faibles ont été mesurées dans des endroits éloignés comme le lac Athabasca et le lac Édouard. Chez le doré jaune, les concentrations d’arsenic les plus faibles ont été signalées dans l’Ouest canadien, tandis que les plus élevées ont été observées dans le fleuve Saint-Laurent. De même, les concentrations d’arsenic chez l’éperlan arc-en-ciel reflétaient étroitement celles observées chez le touladi, les concentrations les plus élevées étant enregistrées dans le lac Ontario.

Les résultats obtenus pour l’arsenic chez les moules appuyaient ceux observés chez les poissons, montrant des concentrations systématiquement plus élevées dans le lac Ontario. Cependant, les différences observées entre les poissons et les moules à certains sites laissent croire que des facteurs comme la mobilité et l’habitat peuvent influencer l’exposition à l’arsenic, les moules reflétant davantage les conditions locales que le touladi, dont l’aire de déplacement est plus vaste.

Figure 47 : Concentrations moyennes d’arsenic dans l’organisme entier (mg/kg poids humide) chez les poissons prédateurs de niveau supérieur des plans d’eau canadiens de 2010 à 2018

Figure 48 : Concentrations moyennes d’arsenic dans l’organisme entier (mg/kg de poids humide) chez l’éperlan arc-en-ciel dans les plans d’eau canadiens de 2010 à 2018

L’éventail des concentrations d’arsenic observées chez les poissons au Canada, allant de 0,003 à 3,89 mg/kg de poids humide, indique l’influence à la fois de sources naturelles et anthropiques d’arsenic. Bien qu’il ne soit pas toujours possible d’établir un lien direct entre les concentrations d’arsenic dans l’eau et celles observées chez les poissons, la tendance générale montre que les poissons provenant de milieux où les concentrations environnementales d’arsenic sont plus élevées présentent généralement des charges corporelles d’arsenic plus importantes. Les voies potentielles d’apport de l’arsenic vers les Grands Lacs inférieurs comprennent les effluents d’eaux usées et l’utilisation agricole de biosolides, tandis que le ruissellement urbain associé à l’épandage de sel de voirie pourrait accentuer la mobilisation hivernale de l’arsenic.

Les concentrations élevées d’arsenic chez les poissons canadiens ont souvent été associées à des zones situées à proximité de mines d’or actives ou historiques. Toutefois, tous les résidus miniers n’entraînent pas nécessairement une contamination des poissons, selon la manière dont l’arsenic s’intègre au réseau trophique. Au lac Kejimkujik, en Nouvelle-Écosse, touché par l’exploitation aurifère historique, les poissons présentaient des concentrations élevées de mercure, mais des concentrations d’arsenic relativement faibles comparativement à d’autres régions étudiées.

Le Grand lac de l’Ours, dans les Territoires du Nord-Ouest, associé à l’exploitation de l’argent et de l’uranium, contient des sédiments contaminés par des résidus miniers. Toutefois, peu d’arsenic a été détecté dans la colonne d’eau, ce qui laisse croire que l’arsenic est efficacement immobilisé dans les sédiments et n’entraîne pas d’augmentation des concentrations chez les poissons. De même, au lac Édouard, au Québec, malgré l’historique d’exploitation du nickel et du cuivre, le touladi présentait parmi les plus faibles concentrations d’arsenic observées. L’origine des concentrations élevées d’arsenic chez les poissons des Grands Lacs inférieurs demeure incertaine.

Les tendances temporelles des charges corporelles annuelles d’arsenic chez les poissons des Grands Lacs, pour lesquelles des séries chronologiques à long terme étaient disponibles, ont été analysées. La série de données la plus complète concernait l’éperlan arc-en-ciel, remontant à la fin des années 1970 à certains sites, tandis que les données relatives au touladi portaient principalement sur la période débutant en 2000, avec peu de données antérieures. Ces tendances sont résumées au tableau 5.

Remarque : ND = non disponible. Un astérisque (*) indique une variation de la tendance par rapport aux années précédentes.

Dans la majorité des sites des Grands Lacs, une diminution ou une stabilité des concentrations d’arsenic chez les espèces de poissons a été observée, bien que certaines augmentations notables aient été enregistrées dans les secteurs situés en aval. Les tendances variaient selon les lacs et les espèces, ce qui reflète la nature dynamique de l’exposition environnementale à l’arsenic dans le temps et l’espace.

Dans le lac Supérieur, aucun changement significatif des concentrations d’arsenic n’a été observé pour l’ensemble des espèces. À l’inverse, dans le lac Huron, une diminution significative des concentrations d’arsenic chez l’éperlan a été observée. Une baisse a également été suggérée dans la baie Georgienne, tandis que les concentrations sont demeurées stables ailleurs. Fait intéressant, les charges corporelles d’arsenic chez le touladi du lac Huron sont demeurées comparables à celles mesurées plusieurs décennies auparavant.

Dans la partie ouest du lac Érié, les tendances de l’arsenic sont demeurées stables entre 1979 et 1989, puis une diminution significative des concentrations d’arsenic chez le doré jaune a été observée entre 2007 et 2014, alors que les concentrations chez l’éperlan sont demeurées stables. À l’inverse, chez le touladi de la partie est du lac Érié, une diminution non significative des concentrations d’arsenic a été observée entre 2006 et 2018, malgré des données historiques laissant croire à une augmentation depuis le milieu des années 1980.

Le lac Ontario présente un portrait plus complexe : les poissons-proies comme l’éperlan arc-en-ciel ont montré des diminutions significatives des concentrations d’arsenic à la plupart des sites, à l’exception du bassin Est. Parallèlement, les concentrations d’arsenic chez le touladi ont fluctué, augmentant dans certains secteurs entre la fin des années 1970 et le début des années 1980 comparativement à la période allant du milieu des années 2000 à 2010, ce qui pourrait indiquer une modification des sources environnementales d’arsenic ou de sa biodisponibilité, possiblement attribuable à des changements alimentaires ou à une augmentation des apports d’arsenic dans le lac.

3.2.4.4 Facteurs influençant l’accumulation de l’arsenic

Des corrélations ont été observées entre diverses mesures biologiques et les concentrations d’arsenic dans le corps entier des poissons. Il a été constaté que des caractéristiques telles que la longueur, le poids, le sexe et l’âge peuvent influer sur la quantité d’arsenic accumulée par un poisson. En effet, les poissons plus gros ou plus âgés peuvent modifier leur régime alimentaire ou leur habitat, ce qui peut entraîner une exposition accrue aux contaminants.

Chez le touladi, une corrélation nette a été établie entre la longueur du poisson et les concentrations d’arsenic à l’ensemble des sites, ce qui indique que les touladis de plus grande taille tendent à accumuler davantage d’arsenic. Une tendance semblable a été observée pour le poids, les concentrations d’arsenic augmentant à mesure que les touladis gagnent en masse. Toutefois, cette relation n’était pas constante chez le doré jaune. Seule la population du fleuve Saint-Laurent présentait des concentrations d’arsenic significativement plus élevées chez les individus de plus grande taille, ce qui laisse croire que le lien entre la taille et l’accumulation de l’arsenic varie selon l’emplacement.

Aucune tendance cohérente n’a été observée lorsque les concentrations d’arsenic étaient comparées en fonction du lieu d’alimentation des poissons ou de leur régime alimentaire, ce qui témoigne de la complexité des interactions entre l’alimentation, l’habitat et l’exposition à l’arsenic. Dans certains cas, toutefois, la position du poisson dans le réseau trophique, exprimée par le delta-15 de l’azote (δ¹⁵N), ainsi que le fait qu’il s’alimente près des rives ou dans des eaux plus profondes, ont montré des relations significatives avec les concentrations d’arsenic, ce qui suggère que ces facteurs peuvent contribuer à l’accumulation de ce contaminant.

Les résultats soulignent la complexité de la bioaccumulation de l’arsenic chez les poissons et indiquent qu’elle est influencée par une combinaison de facteurs, notamment les changements alimentaires et les préférences d’habitat, plutôt que seulement par la taille ou l’âge des individus. À l’échelle des sites, divers paramètres se sont révélés importants pour prédire les concentrations d’arsenic chez les poissons, ce qui met en évidence l’importance des conditions environnementales locales et de la dynamique des réseaux trophiques pour comprendre l’exposition à l’arsenic. Ainsi, de nombreux facteurs influencent les concentrations d’arsenic chez les poissons, qu’il s’agisse de leurs caractéristiques physiques ou de l’écosystème dans lequel ils vivent.

Figure 49 : Relation entre la charge corporelle en arsenic et la longueur, l’âge et le delta-15 de l’azote (δ¹⁵N) chez le touladi dans les sites du réseau national

3.2.5 Constatations et recommandations

Une augmentation graduelle et importante des concentrations d’arsenic a été observée dans les carottes de sédiments prélevées à différents sites des Grands Lacs. Les concentrations relevées à certains endroits précis indiquent une contamination continue par l’arsenic, vraisemblablement attribuable à des activités industrielles avoisinantes.

En ce qui concerne les eaux de surface, les données montrent des tendances généralement stables ou à la baisse des concentrations d’arsenic, bien que certains sites affichent une lente augmentation. Des sites présentant des concentrations élevées d’arsenic ont également été recensés, notamment dans des régions dominées par l’agriculture, comme la région de drainage Assiniboine–Rouge, où les concentrations d’arsenic sont influencées par l’utilisation des terres. Par ailleurs, les concentrations d’arsenic tendent à augmenter vers l’aval dans les chenaux interlacustres des Grands Lacs, ce qui indique des effets localisés et la présence d’apports d’arsenic le long de ces cours d’eau. Dans cette région, la majorité des sites de surveillance ont enregistré des concentrations d’arsenic inférieures à la recommandation à long terme du CCME pour la protection de la vie aquatique. Toutefois, des dépassements ont été observés à certains endroits, notamment à Niagara-on-the-Lake et à l’île Wolfe.

La surveillance de l’arsenic dans les eaux de surface et les Grands Lacs, y compris l’établissement de sites de surveillance à long terme, témoigne de l’existence d’un cadre solide de collecte de données. Cependant, la présence de régions où les données demeurent limitées, particulièrement dans le Nord, ainsi que la variabilité des concentrations d’arsenic entre les différents plans d’eau, indiquent qu’il est nécessaire de poursuivre, voire d’élargir, les activités de surveillance afin d’obtenir un portrait complet de la répartition et de l’évolution de l’arsenic dans les eaux canadiennes.

Les tendances temporelles de l’arsenic chez les poissons des Grands Lacs montrent généralement une diminution ou une stabilité des concentrations, bien que certaines variations existent selon les lacs et les espèces. Les données indiquent que les sédiments des zones profondes comme des zones littorales contiennent des concentrations élevées d’arsenic, attribuables en grande partie à des sources anthropiques telles que la pollution industrielle. Cette accumulation d’arsenic dans les sédiments contribue vraisemblablement à l’exposition des organismes aquatiques. Le fait que les poissons qui s’alimentent dans ces secteurs présentent des concentrations variables d’arsenic appuie également l’hypothèse selon laquelle les contaminants liés aux sédiments influencent l’écosystème, même si les interactions entre l’alimentation des poissons, leur habitat et leur exposition à l’arsenic demeurent complexes.

Plusieurs sites présentant des concentrations élevées d’arsenic chez les poissons ont également été recensés dans la région des Grands Lacs et du fleuve Saint-Laurent, notamment dans la baie Georgienne, la partie est du lac Érié, l’ensemble des secteurs du lac Ontario et le fleuve Saint-Laurent. Ces secteurs ont affiché les concentrations moyennes d’arsenic les plus élevées chez les poissons, ce qui indique la présence de points chauds régionaux de contamination. Les sources anthropiques contribuent fortement à la contamination par l’arsenic dans ces secteurs. Néanmoins, plus de 99 % des poissons au Canada ne semblaient pas subir d’effets négatifs liés à la contamination par l’arsenic, ce qui indique que les préoccupations varient selon les contextes géographiques et écologiques.

Dans la plupart des cas, les concentrations d’arsenic mesurées chez les poissons au Canada ne dépassaient pas la recommandation fondée sur le risque pour la consommation humaine. La poursuite de la surveillance et de la recherche sur les effets d’une exposition chronique à l’arsenic chez les poissons pourrait être nécessaire afin de mieux comprendre et d’atténuer la contamination, particulièrement dans les points chauds observés et chez les espèces dont les concentrations d’arsenic augmentent au fil du temps.

La dynamique de la contamination par l’arsenic dans les milieux aquatiques repose principalement sur l’introduction de sources anthropiques dans l’eau, suivie du dépôt de l’arsenic dans les sédiments, où il peut persister pendant de longues périodes. Cette accumulation à long terme dans les sédiments continue de présenter des risques pour les écosystèmes aquatiques. La relation observée entre les zones d’alimentation des poissons, qu’elles soient situées près des rives ou dans des eaux plus profondes, laisse croire que les poissons qui s’alimentent dans des secteurs où les sédiments sont contaminés par l’arsenic sont davantage susceptibles d’en accumuler. Cette tendance indique que les populations de poissons de ces régions, particulièrement celles qui s’alimentent près des sédiments contaminés ou directement sur ceux-ci, pourraient être plus vulnérables à l’exposition à l’arsenic. Des études supplémentaires sont nécessaires pour mieux comprendre et confirmer les liens entre les comportements alimentaires des poissons, la contamination des sédiments et l’accumulation de l’arsenic, afin de mieux gérer et atténuer les répercussions écologiques de cette contamination.

3.3 Faune

3.3.1 Valeurs de référence de l’arsenic chez la faune

L’établissement de concentrations d’arsenic considérées sécuritaires pour la santé animale est complexe en raison de la diversité des effets observés selon les espèces, les races et même les individus. Des facteurs tels que l’âge, l’état de santé et la composition du régime alimentaire, y compris la présence d’autres minéraux ou substances chimiques, peuvent modifier considérablement la tolérance d’un animal à l’arsenic. De plus, l’arsenic existe sous plusieurs formes chimiques dont la toxicité varie. La complexité du métabolisme de l’arsenic et son potentiel d’accumulation dans différents tissus compliquent davantage l’établissement de seuils universellement sécuritaires. Par conséquent, l’élaboration de normes visant à assurer la sécurité de l’ensemble des espèces animales constitue un défi qui exige des recherches approfondies et une approche adaptée.

Les progrès technologiques ouvrent la voie à l’utilisation d’essais cellulaires permettant d’examiner les effets de l’arsenic sur les cellules animales, ce qui permet aux scientifiques d’estimer son incidence sur les fonctions cellulaires et le matériel génétique. La détermination des concentrations nocives d’arsenic constitue une étape vers l’établissement de valeurs de référence pour la faune. Toutefois, dans le cadre de la présente analyse, aucune recommandation ni norme pertinente n’étant disponible, les concentrations d’arsenic observées chez la faune seront évaluées par rapport aux concentrations de fond ainsi qu’en fonction des tendances à la hausse ou à la baisse.

Effets toxicologiques et risques liés à l’exposition à l’arsenic

L’exposition à l’arsenic peut avoir des effets néfastes sur la faune, mais ces effets varient selon l’intensité et la nature de l’exposition. Des études en laboratoire ont démontré qu’une exposition élevée à l’arsenic peut nuire à la reproduction, au développement, à la croissance et à la survie des oiseaux et des mammifères. Les oiseaux exposés à des concentrations toxiques peuvent présenter des signes tels qu’une perte de coordination musculaire et une faiblesse générale pouvant entraîner la mort, tandis que les mammifères peuvent souffrir d’une perte d’appétit, de déshydratation et de tremblements.

Au Canada, l’exposition de la faune à l’arsenic est généralement faible, mais des concentrations plus élevées ont été observées dans des régions touchées par l’exploitation minière ou l’utilisation de pesticides. Par exemple, à Yellowknife, la contamination à l’arsenic provenant d’anciennes mines d’or a été associée à des anomalies du cerveau et des yeux chez le rat musqué et l’écureuil roux. De même, un insecticide contenant de l’arsenic utilisé pour lutter contre le dendroctone du pin ponderosa en Colombie-Britannique a été associé à un ralentissement de la croissance chez les oiseaux.

La toxicité de l’arsenic dépend également de sa forme chimique. L’arsenic inorganique est plus toxique que les composés organiques. Certaines formes organiques, comme l’arsénobétaïne, sont non toxiques et se retrouvent couramment chez la faune marine. Les animaux marins présentent souvent des concentrations plus élevées d’arsenic, mais celui-ci est principalement sous des formes non toxiques.

Tendances temporelles observées chez la faune

La surveillance à long terme est essentielle pour détecter les changements dans l’exposition de la faune aux contaminants. Dans le cadre du Programme de lutte contre les contaminants dans le Nord, les tendances relatives à l’arsenic dans les reins ont été mesurées chez le caribou dans trois régions de l’Arctique. Le troupeau de la Porcupine, dans le nord du Yukon, a montré une diminution des concentrations d’arsenic rénal, tandis que les troupeaux de Qamanirjuaq et de Tay/Finlayson n’ont présenté aucun changement significatif. De même, les orignaux du Yukon ont montré une diminution des concentrations d’arsenic dans les reins entre 1994 et 2003. En revanche, les analyses du foie de phoques annelés provenant de trois sites canadiens entre 1998 et 2019 n’ont révélé aucune variation des concentrations d’arsenic.

Figure 50 : Concentrations d’arsenic (ppm, poids sec) dans les reins du troupeau de caribous de la Porcupine du nord du Yukon de 1993 à 2021 (n = 600 individus)

Figure 51 : Concentrations d’arsenic (ppm, poids sec) dans le foie du phoque annelé provenant de trois sites de collecte à Arviat (Nunavut; n = 195 individus), à Nain (Terre-Neuve-et-Labrador; n = 94 individus) et à Sachs Harbour (Territoires du Nord-Ouest; n = 116 individus), de 1998 à 2019

Les concentrations d’arsenic dans les œufs de diverses espèces de goélands (qui s’alimentent en milieu aquatique) et de l’étourneau sansonnet (qui s’alimente en milieu terrestre) ont également été surveillées de 2008 à 2020.

Figure 52 : Sites de surveillance des œufs dans le cadre du PGPC Les œufs de goélands qui s’alimentent en milieu aquatique sont prélevés chaque année dans 14 colonies au Canada (cercles rouges), ainsi que dans 5 colonies des Grands Lacs (non illustrées)

Remarque : Les œufs d’étourneaux sansonnets (indicateurs de l’exposition en milieu terrestre) sont également prélevés chaque année dans cinq grandes régions métropolitaines (étoiles jaunes), ainsi que dans des nichoirs situés dans ces régions et associés à trois types d’utilisation des terres : à proximité immédiate de sites d’enfouissement, dans des centres urbains ou industriels et de 10 à 40 kilomètres à l’extérieur des zones urbaines ou industrielles (milieu rural).

Pour les goélands surveillés dans le cadre du PGPC, les tendances relatives à l’arsenic ont été évaluées de 2008 à 2020. Des diminutions significatives des concentrations d’arsenic dans les œufs ont été observées tant dans les colonies de goélands marins que dans les colonies de goélands d’eau douce. Les étourneaux sansonnets vivant en milieu terrestre ont également montré une diminution similaire des concentrations d’arsenic dans les œufs. Il convient toutefois de noter que les concentrations globales d’arsenic dans les œufs étaient relativement faibles, ce qui peut entraîner certaines incertitudes quant à leur quantification. L’influence potentielle de l’amélioration des techniques analytiques et de l’abaissement des limites de détection au cours des dernières années sur ces tendances demeure incertaine. Néanmoins, les données indiquent que les concentrations d’arsenic dans les œufs au Canada n’ont pas augmenté au cours de cette période.

Répartition spatiale de l’arsenic chez la faune

Les concentrations d’arsenic chez la faune au Canada varient selon les milieux et les espèces. Dans les milieux marins, les oiseaux et les mammifères, comme les goélands et les phoques, présentent des concentrations d’arsenic plus élevées, principalement en raison de l’arsénobétaïne, une forme non toxique de l’arsenic présente dans l’eau de mer. À l’inverse, les espèces qui s’alimentent dans les habitats d’eau douce, comme le pygargue à tête blanche et le vison, présentent des concentrations d’arsenic beaucoup plus faibles dans leur foie.

Les études sur les œufs réalisées de 2016 à 2020 montrent que les œufs de goélands provenant de milieux marins présentent des concentrations d’arsenic plus élevées (de 0,20 à 0,35 ppm) que ceux provenant de milieux d’eau douce ou terrestres. Toutefois, les concentrations d’arsenic dans les œufs d’étourneaux sansonnets vivant en milieu terrestre demeurent faibles, peu importe le site de nidification, ce qui indique l’absence d’une exposition accrue selon les différents milieux.

Figure 53 : Concentrations moyennes d’arsenic dans les œufs de goélands au Canada de 2016 à 2020 (ppm, poids sec)

Remarque : Les valeurs propres à chaque site représentent les moyennes de mesures fondées sur des échantillons composites constitués de plusieurs œufs. La taille des échantillons utilisés pour calculer les moyennes variait de 4 à 16 par colonie.

Figure 54 : Concentrations moyennes d’arsenic (+ écart-type) dans les œufs d’étourneaux sansonnets provenant de sites partout au Canada de 2016 à 2020 (ppm, poids sec) Trois types d’utilisation des terres sont indiqués. Les mesures ont été réalisées à partir d’échantillons composites constitués de plusieurs œufs

De plus, les activités humaines ont entraîné une augmentation des concentrations d’arsenic chez certaines espèces sauvages. À proximité d’anciennes mines d’or canadiennes aujourd’hui fermées, les petits mammifères présentent des concentrations plus élevées d’arsenic dans le foie et les reins. Des oiseaux comme le bruant hudsonien et le mésangeai du Canada présentent également des concentrations élevées d’arsenic lorsqu’ils vivent près de ces sites contaminés. Les pratiques agricoles faisant appel à des produits chimiques à base d’arsenic ont entraîné une augmentation des concentrations d’arsenic chez certains oiseaux.

Dans les régions plus éloignées, la géologie locale et les dépôts atmosphériques peuvent influencer l’exposition de la faune à l’arsenic. L’orignal, le cerf et d’autres herbivores présentent de faibles concentrations d’arsenic, qui varient toutefois selon leur alimentation et leur habitat. De même, les carnivores terrestres comme le lynx et la martre présentent de faibles concentrations d’arsenic dans leur foie.

Des études menées sur des grenouilles en Alberta et dans les Territoires du Nord-Ouest entre 2011 et 2018 montrent que les grenouilles des bois adultes et les grenouilles léopards du Nord présentent de faibles concentrations d’arsenic. Toutefois, les têtards et les jeunes grenouilles présentent des concentrations plus élevées, possiblement en raison d’une exposition accrue dans l’eau ou de leur alimentation durant les premiers stades de leur développement.

Voies d’absorption et bioaccumulation de l’arsenic chez la faune

L’arsenic a été largement mesuré chez diverses espèces sauvages au Canada de 1993 à 2021. Le tissu le plus fréquemment analysé est le foie, où les concentrations d’arsenic variaient de 0,01 à 66 ppm (poids sec). Les oiseaux et les mammifères marins présentent généralement des concentrations d’arsenic plus élevées que leurs homologues terrestres, ainsi que les mammifères d’eau douce et les oiseaux aquatiques (voir figure 55).

Parmi les 2 501 mesures réalisées dans le foie de diverses espèces sauvages, 80 % présentaient des concentrations moyennes d’arsenic inférieures à 4 ppm (poids sec). Les tissus rénaux présentaient également des concentrations variables d’arsenic (de 0,02 à 10 ppm, poids sec), 94 % des 2 225 mesures étant inférieures à 4 ppm (poids sec). Les concentrations d’arsenic les plus élevées dans le foie ont notamment été observées chez certains oiseaux marins de la baie de Baffin (1998) ainsi que chez un bruant hudsonien de Yellowknife, dans les Territoires du Nord-Ouest (voir figure 55). La concentration rénale la plus élevée a été observée chez le souris sylvestre, également à Yellowknife, une région touchée par les rejets historiques d’arsenic associés aux activités minières.

Figure 55 : Concentrations d’arsenic (ppm, poids sec) dans le foie et les reins de la faune mesurées au Canada de 1993 à 2021

L’accumulation de l’arsenic chez la faune est influencée par des facteurs tels que la proximité de sources ponctuelles de rejets associés aux activités humaines, le régime alimentaire et la capacité de l’animal à métaboliser et à éliminer l’arsenic. Des facteurs environnementaux comme le pH et les différentes formes chimiques de l’arsenic influencent également son absorption.

De façon générale, les concentrations d’arsenic sont plus élevées dans le foie et les reins que dans les autres tissus. Chez les mammifères marins et les oiseaux marins, les concentrations dans le foie peuvent être de deux à trois fois supérieures à celles observées dans les muscles. Les concentrations d’arsenic dans le sang, qui reflètent une exposition récente, variaient chez l’eider à duvet du Nunavut en 2013 et en 2014, les concentrations moyennes allant de 1,7 à 2,5 ppm (poids sec). Fait intéressant, l’arsenic s’accumule dans les griffes du lièvre d’Amérique, mais est généralement indétectable dans les os. Chez le phoque annelé, la majeure partie de la charge corporelle d’arsenic (90 %) se trouve dans le tissu adipeux sous forme de composés arsénolipidiques, contrairement aux autres tissus où l’arsenic s’accumule également (Ebisuda et coll., 2002).

Les tendances relatives à l’arsenic dans les œufs de goélands ont été classées selon les habitats marins et d’eau douce. Les concentrations moyennes d’arsenic dans les œufs de goélands marins, de goélands d’eau douce et d’étourneaux sansonnets qui s’alimentent en milieu terrestre étaient respectivement de 0,30 ppm, 0,06 ppm et 0,04 ppm (poids sec) (voir figure 56). Les concentrations les plus élevées ont été observées dans les colonies de goélands marins de l’île Gull, à Terre-Neuve, et de l’île Kent, au Nouveau-Brunswick. Il importe de noter que les œufs accumulent généralement moins d’arsenic que les autres tissus aviaires.

Figure 56 : Concentrations d’arsenic (ppm, poids sec) dans les œufs de goélands provenant d’habitats marins et d’eau douce et dans les œufs d’étourneaux sansonnets provenant d’habitats terrestres, de 2008 à 2020

La grande majorité des mesures effectuées dans les œufs de goélands et d’étourneaux sansonnets, soit 97 % et 95 %, respectivement, présentaient des concentrations d’arsenic supérieures aux limites de détection de la méthode. De plus, l’arsenic a été mesuré dans les œufs de tortues serpentines (Chelydra serpentina) en Ontario, avec des plages de concentrations semblables à celles observées dans les œufs d’oiseaux.

Des détails supplémentaires sur les données relatives à la faune sont présentés aux tableaux 8 et 9 de la section 9.7 de l’annexe du présent rapport.

3.3.2 Constatations et recommandations

Les recherches montrent que l’arsenic s’accumule principalement dans le foie et les reins des vertébrés, bien que le tissu adipeux puisse également contenir une grande partie de la charge corporelle d’arsenic chez certains mammifères marins. Les espèces sauvages des milieux marins tendent à présenter des concentrations d’arsenic plus élevées que celles des écosystèmes d’eau douce ou terrestres. Cette situation s’explique en grande partie par la biotransformation de l’arsenic inorganique en formes organiques moins toxiques, comme l’arsénobétaïne et l’arsénocholine, par les organismes marins. Il convient de noter que, contrairement à certains autres contaminants, l’arsenic ne présente pas d’augmentation des concentrations le long de la chaîne alimentaire.

Depuis 1993, les concentrations d’arsenic dans les populations fauniques au Canada sont stables ou en baisse. Cette tendance laisse supposer une réduction de l’exposition à la pollution, ce qui constitue un indicateur positif pour la santé des écosystèmes.

Les concentrations d’arsenic chez la faune canadienne correspondent généralement aux concentrations de fond naturelles et sont relativement faibles. Toutefois, ces concentrations varient considérablement selon plusieurs facteurs, notamment l’habitat, les préférences alimentaires, les caractéristiques physiologiques et les conditions environnementales propres aux animaux en question. Les sites de contamination localisée, comme les anciennes zones minières et les régions où l’arséniate de méthyle monosodique, un pesticide à base d’arsenic, a été utilisé, présentent notamment des concentrations d’arsenic plus élevées, particulièrement chez les petits mammifères terrestres et les oiseaux insectivores. Fait intéressant, les œufs d’étourneaux sansonnets provenant de sites industriels, de sites d’enfouissement ou de sites ruraux ne présentent pas de différences importantes quant à l’exposition à l’arsenic.

Dans l’ensemble, le risque de toxicité de l’arsenic pour la faune au Canada semble faible. La majorité de l’arsenic détecté se présente sous des formes non toxiques et se situe dans les limites des concentrations de fond naturelles. Cependant, il est essentiel de reconnaître que peu de recherches ont porté sur les effets subtils et non létaux de l’exposition à l’arsenic chez la faune en liberté. Les données existantes, particulièrement celles provenant de sites miniers historiques, laissent supposer des effets sublétaux possibles chez les petits mammifères, ce qui justifie des études plus approfondies. Ces études devraient comprendre une analyse détaillée des types de composés d’arsenic et une surveillance à proximité des sites contaminés pour évaluer plus précisément le risque d’exposition à l’arsenic chez la faune.

3.4 Conclusion sur l’arsenic dans l’environnement

La surveillance des concentrations d’arsenic dans l’air au Canada indique que les régions industrielles et les zones densément peuplées présentent des concentrations d’arsenic élevées. Malgré ces pics localisés, les concentrations moyennes globales d’arsenic dans les PM_2,5 sur 24 heures et sur une base annuelle demeurent inférieures aux lignes directrices provinciales sur la qualité de l’air. Cela indique que les pratiques actuelles de gestion de la qualité de l’air permettent de maintenir les concentrations d’arsenic dans des limites sécuritaires.

Les données de surveillance des eaux de surface montrent que les concentrations d’arsenic sont généralement stables ou en baisse au fil du temps. Toutefois, certains sites des Grands Lacs et des régions dominées par l’agriculture présentent des concentrations d’arsenic plus élevées. Bien que la majorité des sites de surveillance signalent des concentrations d’arsenic inférieures à la recommandation à long terme du CCME pour la qualité de l’eau pour la protection de la vie aquatique, certains emplacements présentent des dépassements. Ces constatations soulignent l’importance de poursuivre la surveillance pour gérer et atténuer la pollution par l’arsenic dans les plans d’eau.

Les concentrations d’arsenic dans les sédiments, particulièrement dans les Grands Lacs, augmentent graduellement, avec des hausses importantes observées dans certains secteurs localisés. Ces tendances indiquent que des mesures supplémentaires et une surveillance plus exhaustive sont nécessaires pour traiter la hausse des concentrations d’arsenic dans les sédiments et leurs effets potentiels à long terme sur l’environnement.

La surveillance étendue de l’arsenic dans le biote, y compris les poissons et la faune, révèle que, bien que l’arsenic s’accumule principalement dans le foie et les reins des vertébrés, les concentrations sont généralement faibles et correspondent aux concentrations de fond naturelles. Des concentrations d’arsenic plus élevées sont notamment observées dans les milieux marins que dans les écosystèmes d’eau douce ou terrestres. Les tendances temporelles indiquent une stabilité ou une diminution des concentrations d’arsenic dans les populations fauniques, ce qui laisse supposer des pratiques de gestion environnementale efficaces. Toutefois, certains points chauds, comme la région des Grands Lacs et du fleuve Saint-Laurent, présentent des concentrations d’arsenic plus élevées chez certaines espèces de poissons, ce qui montre la nécessité de poursuivre la surveillance et la recherche pour bien comprendre les répercussions sur la santé humaine et les systèmes écologiques.

4. Mesures de gestion des risques

Les mesures de gestion des risques mises en œuvre par le gouvernement du Canada pour contrôler les rejets de substances toxiques dans l’environnement comprennent diverses mesures, notamment des lois et des règlements, des avis de planification de la prévention de la pollution, des codes de pratique, des accords de rendement, des lignes directrices, des politiques et des stratégies.

Ces mesures de gestion des risques sont mises en place au moyen d’une combinaison de processus législatifs, de consultations auprès des parties intéressées, d’application de la réglementation et de mécanismes de promotion de la conformité. Elles servent à traiter des sources précises de contamination environnementale, à atténuer les risques et à promouvoir des pratiques durables dans divers secteurs industriels.

Lois et règlements : Les lois et règlements établissent des exigences juridiquement contraignantes en matière de protection de l’environnement et de contrôle de la pollution. Ces lois fixent des normes, des mécanismes d’application et des sanctions en cas de non-conformité, ce qui garantit que les industries et les particuliers respectent les pratiques environnementales exemplaires. Les règlements prévoient des règles précises dans le cadre de lois plus générales et portent sur des domaines comme les limites d’émissions, l’élimination des déchets et la conservation des ressources.

Avis de planification de la prévention de la pollution : Les avis de planification de la prévention de la pollution exigent que les installations élaborent et mettent en œuvre des plans pour prévenir ou réduire au minimum la création et le rejet de polluants dans l’environnement. Ces avis énoncent généralement des exigences précises concernant l’élaboration et la mise en œuvre des plans de prévention de la pollution, ainsi que la production de rapports sur les progrès réalisés. Ils encouragent des mesures proactives pour réduire la pollution à la source et promouvoir des pratiques durables.

Codes de pratiques : Les codes de pratique fournissent des directives propres à l’industrie sur les pratiques exemplaires de gestion environnementale. Ces normes volontaires ou obligatoires décrivent les procédures recommandées pour réduire au minimum les effets sur l’environnement, améliorer l’efficacité et assurer le respect des exigences réglementaires. Ils servent d’outils pratiques pour aider les entreprises à harmoniser leurs activités avec les objectifs environnementaux.

Accords de rendement : Les accords de rendement sont des accords officiels entre les autorités de réglementation et les parties intéressées de l’industrie qui énoncent des cibles et des engagements précis en matière de performance environnementale. Ces accords peuvent comprendre des engagements volontaires de l’industrie pour réduire les rejets, améliorer les pratiques environnementales ou respecter certaines normes environnementales. Les accords de rendement offrent une approche souple de gestion environnementale et comprennent souvent des mécanismes de surveillance et de production de rapports sur les progrès réalisés.

Lignes directrices : Les lignes directrices offrent des recommandations ou des pratiques exemplaires précises aux industries, activités ou procédés pour réduire au minimum leurs effets sur l’environnement. Elles fournissent des conseils pratiques sur les moyens de respecter la réglementation et d’améliorer la performance environnementale. Même si les lignes directrices ne sont généralement pas contraignantes, elles sont souvent élaborées en consultation avec les parties intéressées de l’industrie et peuvent être utilisées par les autorités de réglementation lors de l’évaluation de la conformité.

Politiques et stratégies : Les politiques et stratégies environnementales définissent les objectifs généraux, les principes et les plans d’action relatifs au développement durable et au contrôle de la pollution. Ces cadres orientent la prise de décisions gouvernementales, influencent l’élaboration de règlements et favorisent les initiatives de protection de l’environnement à long terme. Elles peuvent porter sur l’atténuation des changements climatiques, les efforts de conservation ou les cibles de durabilité propres à certains secteurs industriels.

La section suivante évaluera l’incidence de différentes mesures sur les rejets d’arsenic. Diverses mesures de gestion des risques ont été relevées qui exercent une incidence directe ou indirecte sur la gestion et le contrôle de l’arsenic dans l’environnement. Cette analyse a été effectuée en déterminant les mesures qui touchent les secteurs préoccupants tirés de l’évaluation de la LSIP et en évaluant si elles réduisent l’arsenic directement ou comme sous-produit de l’optimisation des procédés de production. Bien que les efforts provinciaux et territoriaux aient joué un rôle important dans la réduction des rejets d’arsenic dans l’environnement, ils dépassent la portée du présent rapport, qui porte uniquement sur les mesures fédérales, principalement celles prises en vertu de la LCPE ou de la Loi sur les pêches. Les mesures prises dans le cadre de processus intergouvernementaux, comme ceux du Conseil canadien des ministres de l’environnement (CCME), ainsi que les mesures internationales pertinentes à la gestion des concentrations d’arsenic sont également abordées.

4.1 Exploitation minière

L’industrie minière canadienne est le premier producteur mondial de potasse et figure parmi les cinq principaux producteurs mondiaux de cobalt, de diamants, de fluorine, de pierres gemmes, d’or, d’indium, de niobium, de palladium, de platine, de tellure, de concentré de titane et d’uranium. Près de 200 mines sont exploitées au Canada et génèrent une production économique importante.

Les préoccupations environnementales dans l’industrie minière comprennent l’utilisation de produits chimiques dans le traitement du minerai, comme le cyanure et l’acide sulfurique, pour produire des concentrés de minerai. Ces procédés peuvent rejeter des sous-produits nocifs. Le forage et le dynamitage font appel à des explosifs et à des lubrifiants qui contribuent à la pollution. Les déchets générés par le traitement du minerai extrait, communément appelés résidus miniers, sont entreposés dans des bassins, et leur gestion peut entraîner le lessivage de substances chimiques dans les écosystèmes.

Les déchets contenant de l’arsenic sont un sous-produit courant des activités minières, particulièrement de l’exploitation aurifère, puisque les minéraux arsenicaux sont souvent présents dans le minerai. L’entreposage et l’élimination inadéquats des déchets miniers peuvent présenter des risques environnementaux importants.

4.1.1 Règlement sur les effluents des mines de métaux et des mines de diamants (2002)

Pour protéger l’eau et l’habitat du poisson contre la pollution provenant des activités minières, des règlements pris en vertu de la Loi sur les pêches ont été mis en place en 1977. Le Règlement sur les effluents liquides des mines de métaux (RELMM) avait pour objet de limiter les substances nocives provenant des mines de métaux communs, d’uranium et de minerai de fer qui pénètrent dans l’environnement. L’arsenic était inscrit comme substance nocive dans le RELMM, avec une limite de rejet dans les effluents de 0,5 mg/L comme concentration moyenne mensuelle.

En 1993, l’Évaluation des effets de l’exploitation minière sur le milieu aquatique au Canada (AQUAMIN) a été lancée à la suite de l’engagement du gouvernement fédéral de mettre à jour et de renforcer le RELMM. L’objectif de l’AQUAMIN était d’examiner l’efficacité du RELMM, en réalisant une évaluation des effets environnementaux de l’exploitation minière, et de formuler, sur la base de cette évaluation, des recommandations dans trois domaines clés : (1) les modifications au RELMM, (2) la conception d’un programme national d’Études de suivi des effets sur l’environnement (ESEE) pour les mines de métaux, et (3) les lacunes en matière d’information et les besoins de recherche. L’AQUAMIN était dirigée par un groupe directeur composé de représentants de tous les groupes de parties intéressées. L’évaluation des effets de l’exploitation des métaux sur les écosystèmes aquatiques au Canada comprenait un examen de plus de 700 rapports portant sur plus de 95 sites miniers canadiens et des études de cas détaillées pour 18 sites.

Les recommandations du rapport ont été examinées et, en 2002, le Règlement sur les effluents des mines de métaux a été mis en place pour réglementer les rejets d’effluents contenant des substances nocives provenant des mines de métaux dans les eaux où vivent des poissons et exiger des ESEE. Les ESEE devaient éclairer d’éventuelles modifications futures au règlement, selon le besoin d’accroître la protection du milieu aquatique contre les risques posés par des substances déjà réglementées ou par de nouvelles substances qui nécessiteraient une réglementation. Ce règlement autorisait également l’utilisation de certains plans d’eau pour le dépôt de substances nocives.

En 2018, le règlement a été modifié pour couvrir les effluents des mines de diamants, abaisser les limites applicables aux substances nocives dans les effluents miniers, renforcer les exigences relatives aux essais de létalité aiguë des effluents miniers et simplifier les exigences relatives aux ESEE. Pour refléter ces changements, le règlement a été renommé Règlement sur les effluents des mines de métaux et des mines de diamants (REMMMD). Le règlement a de nouveau été modifié en 2021 pour exiger des essais de létalité aiguë chez les espèces invertébrées pour les dépôts d’effluents salins dans les milieux marins.

Aujourd’hui, le REMMMD contribue à protéger les lacs et les rivières du Canada en fixant des limites strictes sur la qualité des effluents qui peuvent être rejetés par les mines de métaux et de diamants. Le règlement autorise le rejet d’effluents dans des eaux où vivent des poissons et dans les lieux visés au paragraphe 36(3) de la Loi sur les pêches. Les effluents doivent respecter des limites de concentration pour l’arsenic, avec une concentration moyenne mensuelle maximale de 0,10 mg/L pour les mines mises en exploitation après juin 2021 et de 0,30 mg/L pour les mines déjà existantes. Les effluents doivent également présenter un pH situé entre une valeur minimale et une valeur maximale et ne doivent pas présenter une létalité aiguë.

Les données déclarées à ECCC par les propriétaires et les exploitants de mines de métaux et de diamants en vertu du REMMMD, combinées aux rapports annuels préparés par ECCC, révèlent certains dépassements des limites et des exigences prescrites par le règlement. Ces rapports sont essentiels pour suivre la conformité et évaluer les effets environnementaux des activités minières sur les plans d’eau. Dans le rapport de 2022-2023, les données de surveillance ont montré un taux de conformité de 99,8 % pour l’arsenic dans les mines surveillées, avec deux dépassements pour l’arsenic en 2021, quatre en 2022 et trois en 2023. Avant ces dépassements, les derniers dépassements consignés remontaient à 2014. Les dépassements indiquent les cas où les activités minières ne respectent pas les normes environnementales établies.

4.1.2 Code de pratiques écologiques pour les mines de métaux (2009)

Le Code de pratiques écologiques pour les mines de métaux fournit un cadre complet conçu pour atténuer les effets environnementaux associés au secteur de l’extraction des métaux. Ce code couvre tout le cycle de vie des activités minières, de l’exploration et de l’étude de faisabilité jusqu’à la planification, la construction, l’exploitation et la fermeture éventuelle. Il traite d’un large éventail de préoccupations environnementales, notamment la gestion des rejets atmosphériques, de l’eau, des déchets et de la conservation de la biodiversité.

Le code est harmonisé avec le REMMMD pris en vertu de la Loi sur les pêches et sert de document d’orientation pour promouvoir les pratiques exemplaires de gestion environnementale dans l’ensemble de l’industrie minière. Bien qu’il ne soit pas juridiquement contraignant, le code exerce une influence, car les sociétés minières peuvent l’adopter volontairement, l’intégrer à des accords sur la performance environnementale entre l’industrie et le gouvernement et l’utiliser comme point de référence pour les pratiques exemplaires de gestion environnementale.

En incluant des directives sur la qualité de l’air et la gestion des déchets, le code encourage l’adoption de pratiques qui peuvent réduire le rejet de substances nocives, y compris l’arsenic, dans l’environnement. Par exemple, la mise en œuvre de contrôles avancés des émissions atmosphériques et de procédures adéquates de gestion des déchets permet aux activités minières de réduire au minimum les rejets d’arsenic, souvent associés au traitement de certains minerais. Cela contribue non seulement à réduire les risques immédiats pour l’environnement et la santé liés aux rejets d’arsenic, mais aussi à favoriser la durabilité à long terme et la responsabilité sociale des activités minières. Bien que le code puisse générer des avantages connexes relativement aux rejets d’arsenic grâce à ses pratiques exhaustives de gestion environnementale, la mise en œuvre des recommandations qu’il contient est volontaire et n’est pas suivie par ECCC.

4.1.3 Constatations et recommandations

Les mesures fédérales de gestion des risques visant le secteur minier ont porté sur le contrôle des rejets de substances nocives dans l’eau provenant des effluents miniers. Les mesures réglementaires ont généralement permis de réduire efficacement la toxicité aiguë des effluents miniers, et la plupart des mines respectent les limites de rejet applicables aux effluents. Les rejets totaux d’arsenic ont diminué au fil des ans, avec des baisses des rejets dans le sol, l’air et l’eau. Cette diminution est observée malgré l’augmentation du nombre d’installations en exploitation et de la production, ce qui laisse croire que les mesures réglementaires et volontaires ont efficacement empêché une hausse plus importante des rejets dans l’environnement au-delà des limites des sites miniers.

Figure 57 : Rejets d’arsenic provenant des mines de métaux de 2000 à 2022

Remarque : Une forte augmentation des rejets d’arsenic dans l’eau (environ 259 tonnes) est survenue en 2014 à la suite d’une rupture du bassin de résidus miniers de la mine Mount Polley. Cette valeur a été retirée du graphique.

Néanmoins, à mesure que la demande et la productivité du secteur ont augmenté, les volumes de sous-produits indésirables, comme les déchets contenant de l’arsenic, ont également augmenté. Les quantités d’arsenic éliminées sur place s’accumulent à un rythme croissant, probablement en raison de l’évolution de la minéralogie des gisements, de l’augmentation des volumes de production et de l’amélioration du captage de l’arsenic dans les flux de déchets.

Afin de maintenir les progrès réalisés en matière de contrôle de l’arsenic et d’améliorer le rendement, il est recommandé de poursuivre la déclaration annuelle en vertu du REMMD et de collaborer avec l’industrie pour s’attaquer aux causes des dépassements signalés. Il faudrait également envisager des moyens permettant d’évaluer dans quelle mesure l’industrie met en œuvre le code de pratiques volontaire.

4.2 Production de métaux et de minéraux

Le secteur canadien de la production de métaux et de minéraux produit des matériaux essentiels tels que le fer, l’acier, le cuivre, le plomb, le zinc, le nickel, l’aluminium, la potasse et le dioxyde de titane.

Dans la production de métaux communs, les concentrés de minerai provenant des activités minières et d’autres matières premières peuvent être chauffés afin soit de séparer le métal des impuretés, soit de provoquer une transformation physique ou chimique de la matière première. Cette étape entraîne souvent le rejet de particules contenant des métaux, notamment de l’arsenic. Les étapes ultérieures d’affinage, qui visent à purifier davantage le métal afin qu’il réponde aux normes de qualité, peuvent également entraîner des rejets de métaux lourds dans l’air et l’eau. Ce secteur est principalement axé sur les métaux non ferreux, contrairement à la production du fer et de l’acier.

Dans la production du fer et de l’acier, le procédé débute par l’extraction des matières premières, suivie de l’agglomération en boulettes, une étape essentielle pour le minerai de fer. À cette étape, les fines particules de minerai de fer sont agglomérées en boulettes afin de les rendre aptes à être utilisées dans les hauts fourneaux. Dans ce secteur, la fusion consiste à réduire le minerai de fer en fonte liquide dans un haut fourneau au moyen de coke métallurgique utilisé comme agent réducteur. Les étapes suivantes comprennent généralement la production d’acier à partir de la fonte dans un convertisseur à oxygène ou un four à arc électrique. La fusion du minerai d’ilménite produit du dioxyde de titane et du fer qui peuvent être transformés en acier. Comme pour les métaux communs, ces procédés émettent des particules et peuvent entraîner des rejets de métaux lourds.

Au milieu des années 1990, un Processus des options stratégiques a été lancé avec la création de tables sectorielles chargées d’examiner les préoccupations environnementales associées à différents secteurs industriels, notamment la production du fer et de l’acier ainsi que la fusion des métaux communs. Ces tables sectorielles, composées de représentants des gouvernements fédéral, provinciaux et territoriaux, de groupes industriels et d’organisations de défense de l’intérêt public, ont examiné les données sur les rejets et évalué diverses stratégies de contrôle, allant des mesures volontaires à des cadres réglementaires stricts. De 1995 à 1996, les options de gestion des substances toxiques rejetées par la production du fer et de l’acier ont été évaluées, en mettant l’accent sur les émissions atmosphériques et les effluents d’eaux usées. Diverses mesures de contrôle ont été examinées pour ce secteur, allant de programmes volontaires à des règlements fédéraux. Les recommandations finales privilégiaient les programmes volontaires et les normes environnementales de rendement non réglementaires, tout en prévoyant le recours éventuel à des exigences réglementaires. De même, de 1996 à 1997, le secteur de la fusion des métaux communs a été évalué, en mettant l’accent sur les substances toxiques, notamment les composés inorganiques de l’arsenic. Les recommandations finales pour ce secteur préconisaient une combinaison d’initiatives volontaires renforcées et de normes environnementales de rendement, appuyées au besoin par des mesures réglementaires afin de gérer efficacement les émissions de substances toxiques et de les réduire.

Fusion et affinage des métaux communs

4.2.1 Code de pratiques écologiques pour les fonderies et affineries de métaux communs (2006)

Le Code de pratiques écologiques pour les fonderies et affineries de métaux communs constitue un cadre d’orientation destiné au secteur pour atténuer ses impacts environnementaux, notamment ceux associés aux rejets d’arsenic. Les principaux éléments du code liés à la gestion de l’arsenic comprennent :

• Réduction des émissions : préconise l’adoption et le maintien de technologies avancées de lutte contre la pollution afin de réduire les émissions d’arsenic durant la production de métaux et de minéraux.
• Normes de rendement environnemental : établit des objectifs de limites d’émission atmosphérique pour divers métaux, dont l’arsenic (0,3 µg/m³ sur 24 heures), favorisant l’adoption de technologies et de pratiques permettant de respecter ces limites.
• Gestion de l’eau et des eaux usées : fournit des lignes directrices pour le traitement des eaux et des eaux usées contenant de l’arsenic et recommande que les installations respectent une norme mensuelle de qualité rigoureuse de 0,5 mg/L d’arsenic avant le rejet.
• Gestion des déchets : recommande des protocoles d’entreposage sécuritaire et de traitement des déchets pour prévenir la contamination de l’environnement.
• Surveillance et déclaration : recommande une surveillance continue des concentrations de polluants dans l’environnement, y compris l’arsenic, ainsi que la communication de ces données aux organismes de réglementation afin d’assurer le respect des normes environnementales et de permettre des interventions rapides.
• Mobilisation des collectivités et transparence : met l’accent sur une communication ouverte avec les collectivités locales et les parties intéressées au sujet de la gestion des polluants afin de favoriser la compréhension mutuelle et la collaboration.

Le code de pratiques ne comporte aucune exigence de déclaration et son adoption demeure volontaire. Toutefois, de 2006 à 2018, les 11 installations ayant mis en œuvre des plans de prévention de la pollution en vertu de l’Avis exigeant l’élaboration et l’exécution de plans de prévention de la pollution pour les fonderies et affineries de métaux communs et les usines de zinc (décrit ci-dessous) ont déclaré avoir appliqué intégralement plus de 80 % des recommandations pertinentes du code. De 2018 à aujourd’hui, les rapports relatifs au code de pratiques continuent d’être produits dans le cadre de l’Accord de rendement concernant les polluants atmosphériques des fonderies et affineries de métaux communs (également décrit ci-dessous). À ce jour, quatre installations ont appliqué intégralement en moyenne 92 % des recommandations qui leur sont applicables, tandis que les quatre autres ont appliqué 100 % de ces recommandations.

4.2.2 Avis exigeant l’élaboration et l’exécution de plans de prévention de la pollution pour les fonderies et affineries de métaux communs et les usines de zinc (2006-2018)

En 2006, le gouvernement du Canada a publié, en vertu de la LCPE, l’Avis obligeant l’élaboration et l’exécution de plans de prévention de la pollution à l’égard de certaines substances toxiques émises par les fonderies et affineries de métaux communs et les usines de traitement du zinc. Cet avis exigeait que le secteur de la fusion et de l’affinage des métaux communs élabore et mette en œuvre des plans de prévention de la pollution au plus tard le 31 décembre 2015. L’objectif de gestion des risques visé par cet avis consistait à favoriser l’application des meilleures techniques disponibles de prévention et de contrôle de la pollution afin d’éviter ou de réduire au minimum les polluants et les déchets et de diminuer les risques pour l’environnement ou la santé humaine tout en respectant les objectifs d’émission atmosphérique.

L’avis exigeait que certaines installations élaborent et mettent en œuvre des plans de prévention de la pollution visant la gestion des rejets de substances toxiques désignées provenant des fonderies, affineries et usines de zinc. Les substances préoccupantes comprenaient les particules contenant des métaux, les particules respirables d’un diamètre inférieur ou égal à 10 microns (PM₁₀) ainsi que les composés inorganiques de l’arsenic.

Les installations visées devaient également prendre en considération les meilleures techniques disponibles de prévention et de contrôle de la pollution décrites dans le Code de pratiques écologiques pour les fonderies et affineries de métaux communs. La mise en œuvre efficace de ces techniques devait procurer des avantages connexes sous forme de réductions des émissions d’arsenic.

De 2005 à 2018, le secteur a réalisé d’importantes réductions d’émissions et a atteint toutes les cibles prévues dans l’avis pour des substances telles que les particules. Ces réductions ont été obtenues grâce à l’amélioration des mesures de lutte contre la pollution atmosphérique et à la fermeture de certaines installations. En atteignant les cibles relatives aux émissions de particules, le secteur a réduit ses émissions d’arsenic de 54 %, passant de 70 tonnes en 2005 à 36 tonnes en 2018.

4.2.3 Accord de rendement concernant les polluants atmosphériques des fonderies et affineries de métaux communs (2018-2025)

Les accords de rendement environnemental visaient à réduire les rejets atmosphériques de dioxyde de soufre (SO₂), de particules et de métaux provenant des fonderies et affineries de métaux communs et demeuraient en vigueur jusqu’en 2025. Ces accords, qui regroupaient initialement 11 installations appartenant à cinq entreprises, mettent l’accent sur la mise en œuvre des exigences de base relatives aux émissions industrielles (EBEI) et sur la promotion de réductions continues des émissions. Cette approche a une incidence directe sur les rejets d’arsenic puisqu’elle impose des mesures générales de contrôle de la pollution (notamment des objectifs visant les particules contenant les métaux toxiques émis par le secteur) et encourage l’application des pratiques exemplaires décrites dans le code de pratiques écologiques. Les installations participantes ont accepté :

• de participer à un groupe de travail réunissant des représentants des gouvernements fédéral et provinciaux, d’autres entreprises du secteur des métaux communs et de l’Association minière du Canada, en mettant particulièrement l’accent sur les rejets des principaux métaux, des particules fines et des particules fugitives;
• de participer à des discussions bilatérales avec ECCC afin d’examiner les rapports et les résultats et de déterminer des moyens supplémentaires de réduire les émissions;
• de rendre compte des progrès réalisés dans la mise en œuvre des recommandations applicables du Code de pratiques écologiques pour les fonderies et affineries de métaux communs de 2006.

Les rapports indiquent que toutes les installations atteignent leurs cibles et respectent leurs engagements. ECCC vérifie les rapports annuels soumis par les installations, lesquels comprennent des données sur leur rendement par rapport aux objectifs EBEI concernant les taux de captage du soufre et l’intensité des émissions de particules.

En 2022, les huit installations encore participantes ont atteint leurs objectifs EBEI pour le taux de captage du soufre et l’intensité des émissions de particules. De plus, les installations ont fait état des progrès réalisés dans la mise en œuvre des recommandations applicables du code de pratiques écologiques, la plupart ayant atteint des taux de mise en œuvre élevés.

En ciblant les réductions de SO₂ et de particules et en encourageant l’application de pratiques exemplaires de contrôle de la pollution, ces accords contribuent à réduire les rejets d’arsenic. L’arsenic constitue une composante des particules émises par ces installations; la mise en œuvre des recommandations du code de pratiques assure donc une meilleure gestion de l’arsenic et d’autres métaux et peut réduire leurs rejets. Les émissions d’arsenic sont passées de 36 tonnes en 2018 à moins de 15 tonnes en 2022.

Secteur du fer, de l’acier et de l’ilménite

4.2.4 Code de pratiques écologiques pour les aciéries intégrées (2001)

Le Code de pratiques écologiques pour les aciéries intégrées présente de bonnes pratiques de protection de l’environnement pour les installations qui transforment le minerai de fer en fer à l’aide de coke, puis le fer en acier. Il porte notamment sur les rejets atmosphériques et les effluents aqueux, qui constituent les aspects prioritaires en raison de leurs effets importants sur l’environnement. Le code couvre un large éventail d’activités réalisées dans les aciéries intégrées, depuis la cokéfaction jusqu’à la fabrication de l’acier et aux opérations de finition.

Bien qu’il ne traite pas directement des rejets d’arsenic, les pratiques et technologies qu’il recommande pour contrôler les émissions et les effluents contribuent indirectement à la gestion des rejets d’arsenic. Par exemple, le code établit des lignes directrices relatives aux émissions de particules provenant de divers procédés de production, notamment les hauts fourneaux, les convertisseurs à oxygène et les fours à arc électrique, qui peuvent également constituer des sources d’arsenic lorsque les matières traitées contiennent cet élément. En visant la réduction des émissions de particules, les aciéries intégrées peuvent également réduire les rejets d’arsenic contenus dans ces particules.

La mise en place d’indicateurs de rendement environnemental relatifs aux émissions de particules constitue une autre façon dont le code contribue indirectement à réduire les rejets d’arsenic. En encourageant les installations à limiter les émissions de particules à des quantités précises par tonne de produit fabriqué, le code favorise l’adoption de pratiques exemplaires et de technologies pouvant réduire globalement les rejets de substances nocives, y compris l’arsenic.

Le code recommande également des pratiques visant la collecte et le contrôle des émissions provenant des fours ainsi que des émissions fugitives, qui peuvent contenir de l’arsenic parmi d’autres polluants. Grâce à la conception de systèmes adéquats de captage et de réduction de la pollution et à l’élaboration de procédures documentées pour les activités susceptibles de générer des rejets, les aciéries intégrées peuvent mieux contrôler les rejets d’arsenic dans l’environnement.

Le code de pratiques ne comporte aucune exigence de déclaration et son adoption est volontaire; il est donc difficile d’en évaluer précisément l’incidence sur le secteur en matière de réduction des émissions et des rejets d’arsenic. Un examen réalisé par un tiers pour Environnement Canada en 2003 a révélé des degrés variables de mise en œuvre des recommandations du code selon les installations, les aciéries intégrées affichant des taux de mise en œuvre plus élevés que les aciéries non intégrées.

4.2.5 Code de pratiques écologiques pour les aciéries non intégrées (2001)

Le segment des aciéries non intégrées regroupe les installations qui recyclent les ferrailles d’acier afin de produire de l’acier de qualité marchande au moyen de fours à arc électrique.

Ce code de pratiques décrit les préoccupations environnementales ainsi que les méthodes, technologies, conceptions, pratiques et procédures de remplacement qui permettent de réduire au minimum les effets environnementaux négatifs associés aux aciéries non intégrées. Il contient également des recommandations considérées comme des mesures raisonnables et pratiques pour préserver et améliorer la qualité de l’environnement touché par ces installations. Des normes de rendement environnemental sont prévues pour les émissions atmosphériques, l’eau et les eaux usées, les matières solides ainsi que les pratiques de gestion environnementale.

Le code de pratiques ne comporte aucune exigence de déclaration et son adoption est volontaire. Il est donc difficile d’en évaluer précisément l’incidence sur la réduction des rejets d’arsenic. L’objectif général du code consiste à définir des normes minimales de rendement environnemental pour les nouvelles aciéries non intégrées et à fournir aux installations existantes un ensemble d’objectifs environnementaux à atteindre grâce à une amélioration continue au fil du temps.

4.2.6 Code de pratique visant à réduire les émissions de MPT et de COV du secteur du fer, de l’acier et de l’ilménite (2016)

Ce code de pratique recommande des pratiques exemplaires visant à contrôler et à limiter les rejets atmosphériques fugitifs de matières particulaires totales (MPT) et de composés organiques volatils (COV) provenant des installations du secteur du fer, de l’acier et de l’ilménite. Il fournit des orientations sur la mise en œuvre de mesures permettant d’atténuer les effets environnementaux associés à ces rejets.

Ce code de pratique a une incidence indirecte sur les rejets d’arsenic puisqu’il documente les pratiques exemplaires et recommande une amélioration continue de la gestion des émissions atmosphériques fugitives dans le secteur. En mettant l’accent sur la réduction des émissions de MPT et de COV, cette initiative contribue à une diminution plus générale des polluants nocifs, y compris l’arsenic, puisque celui-ci est présent dans certaines matières premières utilisées par le secteur.

4.2.7 Avis exigeant l’élaboration et l’exécution de plans de prévention de la pollution pour le secteur du fer, de l’acier et de l’ilménite (2017)

L’avis exige que les installations de ces secteurs élaborent et mettent en œuvre un plan de prévention de la pollution visant ces substances. Ce plan comprend l’établissement d’objectifs relatifs aux émissions de SO₂ et d’oxydes d’azote (NOx) et encourage la mise en œuvre, lorsque cela est réalisable, de pratiques exemplaires visant à réduire les émissions fugitives de COV.

L’avis, en vigueur de mai 2017 à juin 2028, s’applique à tout propriétaire ou exploitant d’une installation désignée dans l’avis ainsi qu’à toute installation de fusion du fer, de l’acier ou de l’ilménite ayant commencé ses activités au cours de cette période. Les installations visées doivent élaborer un plan de prévention de la pollution avant les échéances prescrites, soumettre des déclarations et des rapports d’étape, puis mettre en œuvre leur plan au plus tard en mai 2028.

Même si l’accent est mis sur le SO₂, les NOx et les COV, les mesures de prévention et de contrôle de la pollution ont une incidence indirecte sur la gestion et la réduction d’autres émissions, notamment celles d’arsenic, en favorisant une gestion environnementale responsable et l’adoption de pratiques exemplaires de contrôle des émissions. L’initiative souligne également l’importance de la surveillance régulière et du contrôle des émissions provenant des installations de ces secteurs. Comme les installations sont toujours en train de mettre en œuvre leurs plans de prévention de la pollution, il n’est pas encore possible d’évaluer l’efficacité de cet avis.

4.2.8 Accord de rendement environnemental pour le secteur de l’agglomération du minerai de fer (2018)

Cet accord conclu entre ECCC et deux entreprises, en vigueur de janvier 2018 à décembre 2025, vise la mise en œuvre des exigences de base relatives aux émissions industrielles (EBEI) dans le secteur de l’agglomération du minerai de fer. Les principales exigences de cet accord consistent à atteindre et à maintenir les EBEI applicables aux émissions de polluants atmosphériques, notamment les PM_2,5.

En ce qui concerne les objectifs de gestion des risques, l’accord établit des objectifs de rendement précis pour les polluants atmosphériques, y compris les émissions de PM_2,5. Les entreprises doivent veiller à ce que les nouveaux fours de cuisson n’émettent pas plus de 20 grammes de PM_2,5 filtrables par tonne de boulettes produites, tandis que les fours existants doivent respecter une cible maximale de 40 grammes.

Bien que l’accord porte principalement sur les PM_2,5, le SO₂ et les NOx, sa mise en œuvre a une incidence indirecte sur les rejets d’arsenic puisqu’elle prévoit des stratégies de réduction qui procurent également des avantages connexes pour d’autres polluants généralement associés au procédé d’agglomération du minerai de fer. En ciblant les principaux polluants et en favorisant des pratiques de production plus propres, l’accord contribue à réduire globalement les impacts environnementaux associés aux activités d’agglomération du minerai de fer. De 2018 à 2022, les deux installations participantes ont atteint les objectifs qui leur étaient fixés.

4.2.9 Constatations et recommandations

Bien qu’il subsiste encore d’importantes sources de rejets d’arsenic dans ces secteurs, les rejets d’arsenic du secteur de la production de métaux et de minéraux ont diminué de 87 % par rapport aux niveaux de 2003. Cette diminution témoigne des progrès considérables réalisés pour protéger l’environnement.

Fusion et affinage des métaux communs

La production de métaux communs avait été déterminée comme une source importante d’arsenic dans la première Liste des substances d’intérêt prioritaire (LSIP1). Depuis, les rejets ont considérablement diminué grâce à l’amélioration des mesures de lutte contre la pollution et à la fermeture de certaines installations. Depuis la publication du Code de pratiques écologiques pour les fonderies et affineries de métaux communs en 2006, les installations ont réalisé des progrès importants dans la réduction des émissions de substances toxiques. Les installations visées par l’avis exigeant l’élaboration et l’exécution de plans de prévention de la pollution rendent compte chaque année des progrès réalisés dans la mise en œuvre des 38 recommandations du code de pratiques. De 2006 à 2018, les 11 installations de fusion de métaux communs ont, en moyenne, mis en œuvre intégralement plus de 80 % des recommandations applicables. Actuellement, quatre installations ont mis en œuvre intégralement en moyenne 92 % des recommandations qui leur sont applicables, tandis que les quatre autres ont mis en œuvre 100 % de ces recommandations.

Après la publication du Rapport sur les options stratégiques, des mesures ont été prises pour réduire les émissions d’arsenic, de cadmium, de plomb, de nickel et de mercure. En 2018, une réduction globale de 93 % de ces métaux avait été obtenue par rapport aux niveaux d’émission de 1988. Ces résultats comprennent ceux obtenus durant la période de mise en œuvre de l’avis exigeant l’élaboration et l’exécution de plans de prévention de la pollution (2006-2018), pendant laquelle les émissions d’arsenic ont diminué de 54 % pour atteindre 36 tonnes. De plus, toutes les installations ont atteint les cibles de réduction des particules fixées dans leur plan de prévention de la pollution pour 2008, et huit des neuf installations ont atteint les cibles établies pour 2015.

L’accord de rendement environnemental, qui vise à réduire les rejets de SO₂, de particules et de métaux provenant des fonderies et affineries de métaux communs jusqu’en 2025, a donné jusqu’à présent des résultats positifs. Toutes les installations participantes ont atteint leurs objectifs EBEI pour le SO₂ et les particules en 2022. Depuis la mise en œuvre des accords de rendement, les émissions d’arsenic sont passées de 36 tonnes en 2018 à moins de 15 tonnes en 2022.

Selon les données déclarées et les analyses réalisées à ce jour, le code de pratiques, l’avis exigeant l’élaboration et l’exécution de plans de prévention de la pollution et les accords de rendement visant le secteur de la fusion des métaux communs ont été très efficaces pour réduire les rejets d’arsenic, même si ce secteur demeure la principale source de rejets d’arsenic (figure 58). La poursuite du suivi et de la production de rapports contribuera à assurer le succès continu de ces mesures.

Figure 58 : Rejets d’arsenic provenant des installations de fusion et d’affinage des métaux communs de 2000 à 2022

Remarque : Les données relatives aux rejets atmosphériques de 2021 sont probablement surestimées en raison d’une erreur d’échantillonnage survenue dans une grande installation.

Secteur du fer, de l’acier et de l’ilménite

Bien que le secteur du fer, de l’acier et de l’ilménite contribue à la présence d’arsenic au Canada, ses rejets sont environ 100 fois inférieurs à ceux du secteur de la fusion des métaux communs. Les mesures fédérales visant le secteur du fer, de l’acier et de l’ilménite ont principalement porté sur l’atténuation des risques environnementaux associés aux émissions atmosphériques, aux effluents et aux déchets solides au moyen de codes de pratiques, d’un avis exigeant l’élaboration et l’exécution de plans de prévention de la pollution et d’accords de rendement. Même si l’arsenic n’est pas toujours visé explicitement, ces initiatives contribuent à sa réduction dans le cadre de stratégies plus générales de lutte contre la pollution.

Les résultats des codes de pratiques écologiques pour les aciéries intégrées et non intégrées sont difficiles à quantifier en raison de leur caractère volontaire et de l’absence d’exigences obligatoires en matière de déclaration. Néanmoins, l’adoption des pratiques exemplaires décrites dans ces codes a probablement contribué à la réduction globale de la pollution.

De façon similaire, le Code de pratique visant à réduire les émissions de MPT et de COV du secteur du fer, de l’acier et de l’ilménite ainsi que l’Avis exigeant l’élaboration et l’exécution de plans de prévention de la pollution pour le secteur du fer, de l’acier et de l’ilménite ont probablement contribué à réduire les rejets d’arsenic à titre d’avantage connexe découlant de stratégies plus générales de contrôle des particules. Toutefois, l’absence de données précises sur les réductions d’arsenic rend difficile l’évaluation de leur incidence globale.

En 2024, ECCC a réalisé un examen du degré de mise en œuvre des recommandations formulées dans les trois codes de pratiques visant le secteur du fer et de l’acier (sections 4.2.4, 4.2.5 et 4.2.6), lequel a montré que plus de 90 % des recommandations avaient été mises en œuvre.

L’accord sur la performance environnementale pour le secteur de l’agglomération du minerai de fer a produit des résultats mesurables, les installations participantes ayant atteint leurs objectifs relatifs aux émissions de PM_2,5 entre 2018 et 2022. Bien que l’accord ne vise pas directement l’arsenic, la mise en œuvre de pratiques de production plus propres et de stratégies de réduction des particules fines a indirectement réduit les émissions d’arsenic.

Malgré ces efforts, les difficultés liées à la collecte de données précises sur l’arsenic persistent, comme dans le secteur de la fusion et de l’affinage des métaux communs, ce qui complique l’évaluation complète de l’ampleur des réductions d’arsenic et des autres améliorations environnementales réalisées dans ce secteur. Il serait possible d’envisager un renforcement des exigences de déclaration (lorsqu’elles sont pertinentes), ainsi que l’intégration d’objectifs propres à l’arsenic dans les cadres existants.

Figure 59 : Rejets d’arsenic provenant des installations du secteur du fer, de l’acier et de l’ilménite de 2000 à 2022

4.3 Électricité et combustion

Le paysage énergétique canadien se caractérise par un portefeuille diversifié de sources de production d’électricité, fortement axé sur les énergies renouvelables, l’hydroélectricité constituant la principale source. Le Canada occupe également une place importante dans le domaine de l’énergie nucléaire, tandis que les combustibles fossiles, en particulier le gaz naturel et, dans une moindre mesure, le charbon, continuent de jouer un rôle essentiel pour assurer la stabilité du réseau et répondre aux pointes de demande. La biomasse est de plus en plus utilisée pour la production d’électricité et de chaleur, particulièrement dans les régions rurales ou éloignées.

Les émissions d’arsenic provenant de ce secteur résultent principalement de la combustion du charbon et de la biomasse. Le charbon contient des traces d’arsenic qui peuvent être rejetées dans l’environnement lors de sa combustion. Lorsque le charbon est brûlé, l’arsenic peut être émis sous forme gazeuse ou particulaire dans l’atmosphère, puis se déposer sur les sols ou dans les plans d’eau, ce qui peut entraîner des risques pour l’environnement et la santé. Les centrales thermiques au charbon modernes au Canada sont équipées de technologies avancées de contrôle des émissions, telles que les précipitateurs électrostatiques et les unités de désulfuration des gaz de combustion, qui contribuent à réduire les rejets d’arsenic et d’autres polluants.

La combustion de biomasse à des fins de production d’électricité ou de chaleur peut également émettre de l’arsenic, particulièrement lorsque la biomasse comprend du bois contaminé ou des résidus agricoles. Toutefois, comme pour le charbon, les émissions dépendent largement de la qualité de la matière première et de l’efficacité de la technologie de combustion. La Stratégie canadienne sur l’électricité propre et le Règlement sur l’électricité propre, publiés en décembre 2024, réaffirment l’engagement du gouvernement fédéral à agir dans ce secteur.

4.3.1 Nouvelles lignes directrices sur les émissions des centrales thermiques (2003)

Les Nouvelles lignes directrices sur les émissions des centrales thermiques au Canada établissent des normes de référence pratiques applicables à toute unité de production alimentée par des combustibles fossiles, y compris les unités de remplacement qui utilisent une technologie équivalente ou produisent de la vapeur, dont la première mise en service commerciale est postérieure au 1er avril 2003. Ces lignes directrices recommandent des limites concernant les rejets de polluants atmosphériques, notamment les particules, provenant des nouvelles unités de production d’électricité destinées à la vente. Elles visent à réduire les rejets de polluants atmosphériques provenant des futurs ajouts de capacité de production d’électricité grâce à l’utilisation de méthodes de contrôle accessibles à l’industrie pour réduire certains polluants atmosphériques.

Bien que ces lignes directrices ne mentionnent pas spécifiquement les rejets d’arsenic, leur objectif général de réduction des émissions de particules et d’adoption de procédés de combustion plus propres contribue indirectement à réduire les rejets d’arsenic. En favorisant des procédés de combustion plus propres et des technologies de production d’énergie plus efficaces, elles contribuent également à la réduction d’autres polluants, dont l’arsenic. L’utilisation de combustibles plus propres, tels que le gaz naturel et les biocarburants plutôt que le charbon, entraîne généralement des rejets moins importants de polluants, ce qui s’inscrit dans une approche de prévention de la pollution.

4.3.2 Règlement sur la réduction des émissions de dioxyde de carbone — secteur de l’électricité thermique au charbon (2018)

Le Règlement sur la réduction des émissions de dioxyde de carbone provenant de la production d’électricité au charbon, adopté initialement en 2012 puis modifié en 2018, vise principalement à réduire les émissions de gaz à effet de serre (GES) provenant des unités de production d’électricité alimentées au charbon. Ce règlement vise à accélérer l’élimination progressive de la production traditionnelle d’électricité au charbon d’ici 2030 en établissant une norme de rendement de 420 tonnes de dioxyde de carbone par gigawattheure (t/GWh) d’ici décembre 2029. La conformité peut être assurée de diverses façons, notamment par l’installation de systèmes de captage du carbone, la conversion au gaz naturel ou la fermeture des installations.

Bien que ce règlement cible directement les émissions de dioxyde de carbone, il a une incidence indirecte sur les rejets d’arsenic en raison de la présence d’arsenic dans le charbon. En favorisant l’abandon progressif de la production d’électricité au charbon ou l’adoption de technologies plus propres, le règlement contribue à réduire les émissions globales de polluants, y compris l’arsenic, qui peut être présent dans les cendres de charbon et les émissions atmosphériques. Le passage à des modes de production d’énergie plus propres, comme le gaz naturel ou les technologies de captage du carbone, ne réduit pas seulement les émissions de GES, mais contribue également à limiter les rejets d’autres substances nocives, dont l’arsenic.

Le résumé de l’étude d’impact de la réglementation souligne l’engagement à réduire les émissions de GES et les polluants atmosphériques, en reconnaissant que les centrales thermiques au charbon figurent parmi les plus grands émetteurs au Canada. Les modifications apportées en 2018 devraient contribuer de façon importante à la réduction des émissions canadiennes de GES, avec une diminution prévue d’environ 94 mégatonnes (Mt) d’équivalent dioxyde de carbone (éq. CO₂) entre 2019 et 2055, tout en évitant le rejet de plus de 1 000 tonnes d’arsenic. Cette réduction devrait également procurer d’importants avantages pour la santé et l’environnement grâce à l’amélioration de la qualité de l’air, en plus des bénéfices associés à la lutte contre les changements climatiques.

4.3.3 Constatations et recommandations

Les efforts déployés par le Canada pour réduire les émissions de GES dans le cadre de sa stratégie de lutte contre les changements climatiques se sont accompagnés d’une réduction importante des émissions d’arsenic dans le secteur de la production d’électricité. Cette diminution est principalement attribuable à une transition stratégique vers des sources d’énergie produisant moins de GES et à l’abandon progressif du charbon, aux améliorations de l’efficacité de la combustion, ainsi qu’à la mise en œuvre de technologies avancées de contrôle des émissions. La transition des combustibles fossiles vers des sources non émettrices, comme l’hydroélectricité, l’énergie éolienne, l’énergie nucléaire et l’énergie solaire, a contribué à réduire les émissions d’arsenic puisque ces formes d’énergie ne reposent pas sur des procédés de combustion qui libèrent généralement l’arsenic présent dans les combustibles fossiles. De plus, les améliorations technologiques apportées aux systèmes de combustion ont accru l’efficacité de l’utilisation des combustibles, réduisant ainsi le volume de particules contenant de l’arsenic émis par unité d’énergie produite.

Grâce à ces mesures, combinées aux initiatives provinciales et au soutien accordé aux sources moins émettrices, les émissions d’arsenic du secteur de l’électricité ont diminué de façon marquée, enregistrant une baisse de 87 % par rapport à 2003, passant de 3 176 kg à seulement 409 kg en 2022.

Figure 60 : Rejets d’arsenic provenant des centrales thermiques au charbon de 2000 à 2022

Remarque : Aucun rejet dans le sol n’a été déclaré depuis 2003. Les rejets dans le sol antérieurs à 2003 ont été retirés du graphique puisque, selon les modifications apportées à l’INRP en 2003, ils seraient considérés comme des éliminations.

4.4 Eaux usées, biosolides municipaux et déchets

Au Canada, la gestion des déchets et des biosolides municipaux est une responsabilité partagée assurée au moyen d’actions fédérales, provinciales, territoriales et municipales visant à protéger l’environnement et la santé publique. Les gouvernements provinciaux et territoriaux sont responsables de l’approbation, de la délivrance des permis et de la surveillance des activités de gestion des déchets, notamment les sites d’enfouissement et les activités de recyclage, ainsi que de l’établissement de programmes de détournement des déchets. Les administrations municipales sont responsables de la collecte et des activités de détournement, telles que le compostage et le recyclage, ainsi que de l’élimination des déchets solides sur leur territoire.

L’arsenic est présent en quantités variables dans les aliments et l’eau et se retrouve dans les eaux usées par l’intermédiaire de l’alimentation humaine. Les variations démographiques ont donc une incidence directe sur les concentrations d’arsenic dans les eaux usées.

Eaux usées

4.4.1 Règlement sur les effluents des systèmes d’assainissement des eaux usées (2009)

Le Règlement sur les effluents des systèmes d’assainissement des eaux usées (RESAEU) pris en vertu de la Loi sur les pêches vise stratégiquement à lutter contre la pollution en établissant des normes minimales obligatoires de qualité des effluents pouvant être atteintes grâce à un traitement secondaire afin de protéger la vie aquatique et la santé humaine. Applicable aux systèmes d’assainissement qui rejettent 100 m³ ou plus par jour dans des eaux où vivent des poissons, le règlement établit des limites concernant la demande biochimique en oxygène, les matières en suspension, l’ammoniac non ionisé et le chlore résiduel total, et interdit le rejet d’effluents à létalité aiguë. Des exemptions s’appliquent aux régions arctiques (Nunavut, Territoires du Nord-Ouest et régions situées au nord du 54e parallèle au Québec et à Terre-Neuve-et-Labrador), tandis que des ententes d’équivalence particulières sont en vigueur au Yukon et au Québec. Les exploitants des systèmes doivent soumettre régulièrement des rapports de surveillance afin de démontrer leur conformité, et le règlement prévoit des autorisations transitoires pour permettre l’amélioration des installations dans les collectivités qui ne disposent pas d’un traitement adéquat.

Bien que le RESAEU ne vise pas directement les rejets d’arsenic, l’exigence relative au traitement secondaire des eaux usées contribue indirectement à réduire les rejets d’arsenic et d’autres substances dangereuses dans les écosystèmes aquatiques, puisque les collectivités qui ne disposent pas d’un traitement adéquat ou qui ne disposent d’aucun traitement doivent installer ou moderniser leurs systèmes de traitement. Cette exigence contribue ainsi à protéger la vie aquatique et la santé humaine contre les effets néfastes de la pollution.

4.4.2 Stratégie pancanadienne du CCME pour la gestion des effluents municipaux d’eaux usées (2009)

Cette stratégie constitue un effort concerté entre les administrations canadiennes afin de s’attaquer à l’une des principales voies de rejet de pollution de l’eau dans l’environnement au pays. La stratégie établit une approche harmonisée de la gestion des eaux usées afin que les installations de traitement des eaux usées partout au Canada atteignent au minimum un niveau de traitement secondaire. Elle établit des normes nationales de rendement relatives à la qualité des effluents, notamment des limites concernant la demande biochimique en oxygène carbonée, les matières en suspension totales et le chlore résiduel total, dans le but de réduire les risques que les rejets d’eaux usées posent pour la santé humaine et l’environnement. Le Règlement sur les effluents des systèmes d’assainissement des eaux usées a été mis en place pour appuyer la mise en œuvre de cette stratégie.

Bien que la stratégie ne traite pas directement des rejets d’arsenic, l’accent qu’elle met sur l’amélioration des procédés de traitement des eaux usées et de la qualité des effluents contribue indirectement à la gestion de l’arsenic et d’autres substances dangereuses.

Biosolides

Les biosolides, qui sont des matières organiques riches en éléments nutritifs issues du traitement des eaux usées domestiques dans une installation d’épuration, sont couramment réutilisés comme fertilisants afin d’améliorer la qualité des sols et de favoriser la croissance des végétaux, sous réserve du respect de normes strictes de qualité et d’application. L’utilisation des biosolides est réglementée afin de contrôler les contaminants et les agents pathogènes et de veiller à ce que leur application ne nuise ni à l’environnement ni à la santé humaine. Cela comprend des limites applicables aux métaux tels que l’arsenic.

L’Agence canadienne d’inspection des aliments (ACIA) réglemente l’importation et la vente des fertilisants à base de biosolides en vertu de la Loi sur les engrais, afin de s’assurer qu’ils respectent les normes de sécurité relatives aux contaminants tels que l’arsenic. Toutefois, la fabrication, l’épandage et l’élimination de ces produits sont régis par les réglementations provinciales et municipales.

4.4.3 Approche pancanadienne du CCME pour la gestion des biosolides municipaux issus du traitement des eaux usées (2012)

L’approche pancanadienne du CCME pour la gestion des biosolides municipaux issus du traitement des eaux usées constitue un cadre visant à gérer l’augmentation des quantités de biosolides municipaux produites à la suite de la construction de nouvelles installations de traitement des eaux usées et de la modernisation des installations existantes. Cette approche vise à promouvoir l’utilisation bénéfique et la gestion responsable des biosolides municipaux, des boues municipales et des boues de fosses septiques traitées partout au Canada, en mettant l’accent sur leur valeur utilitaire et leur valeur en tant que ressource tout en réduisant au minimum les risques potentiels pour l’environnement et la santé humaine.

L’approche souligne l’importance de tenir compte de la valeur utilitaire et de la valeur comme ressource des biosolides, notamment leur teneur en éléments nutritifs, leur matière organique et leur potentiel énergétique. Elle encourage les utilisations bénéfiques fondées sur des stratégies qui réduisent au minimum les risques pour l’environnement et la santé humaine, ainsi que les émissions de GES. Les pratiques de gestion bénéfiques des biosolides comprennent le compostage, l’épandage sur les terres agricoles et la combustion à des fins de production d’énergie, ces options étant fortement privilégiées par rapport aux méthodes d’élimination comme l’incinération sans récupération d’énergie ou l’enfouissement, qui ne constituent pas des utilisations bénéfiques.

Bien que cette approche puisse avoir une incidence indirecte sur les rejets d’arsenic en favorisant l’utilisation bénéfique des biosolides et en limitant leur élimination, son effet direct sur les rejets d’arsenic n’est pas décrit explicitement. Toutefois, en encourageant des pratiques qui renforcent la sécurité environnementale et sanitaire de la gestion des biosolides, l’approche contribue à réduire globalement les rejets de substances nocives, y compris potentiellement l’arsenic, dans l’environnement.

4.4.4 Document d’orientation du CCME sur l’utilisation bénéfique des biosolides municipaux, des boues municipales et des boues de fosses septiques traitées (2012)

Le document d’orientation du CCME sur l’utilisation bénéfique des biosolides municipaux, des boues municipales et des boues de fosses septiques traitées est un guide exhaustif élaboré par le CCME en 2012 qui met l’accent sur la gestion durable et écologiquement avantageuse des résidus issus du traitement des eaux usées. Le document s’adresse aux organismes de réglementation et aux producteurs de déchets et leur fournit l’information nécessaire pour gérer efficacement les biosolides municipaux, les boues municipales et les boues de fosses septiques traitées. Les biosolides municipaux, les boues municipales et les boues de fosses septiques traitées sont tous des sous-produits des procédés de traitement des eaux usées, mais ils diffèrent quant à leur stade de traitement et à leurs utilisations. Les biosolides municipaux proviennent d’eaux usées ayant subi un traitement poussé visant à réduire les agents pathogènes et les polluants, ce qui permet leur utilisation sécuritaire comme fertilisant riche en éléments nutritifs. Les boues municipales constituent un sous-produit semi-solide issu des premières étapes du traitement des eaux usées et nécessitent un traitement supplémentaire avant de devenir des biosolides. Les boues de fosses septiques traitées proviennent de systèmes septiques et font l’objet d’un traitement visant à éliminer les contaminants avant leur élimination ou leur utilisation sécuritaire. Chaque type de matière exige une manipulation prudente afin de protéger la santé publique et l’environnement. L’objectif principal de ce document d’orientation est de veiller à ce que ces matières soient gérées de façon bénéfique pour l’environnement tout en respectant les normes et pratiques réglementaires.

L’utilisation bénéfique de ces matières comprend leur épandage sur les terres ou leur utilisation pour la production d’énergie dans des conditions précises assurant la protection de l’environnement. Cette approche favorise le recyclage des éléments nutritifs et l’ajout de matière organique aux sols, mais exige une gestion rigoureuse afin d’éviter le lessivage de l’arsenic et d’autres contaminants vers les sources d’eau ou leur rejet dans l’atmosphère. Le document couvre l’ensemble des aspects liés à l’utilisation bénéfique, depuis la planification et l’élaboration des politiques jusqu’à la gestion opérationnelle et à la consultation des parties prenantes, tout en soulignant l’importance de la recherche continue et du respect des normes scientifiques et technologiques en constante évolution.

Bien que ce document d’orientation ne traite pas directement des rejets d’arsenic, l’accent qu’il met sur l’utilisation bénéfique et la gestion responsable des biosolides et des boues municipales peut avoir une incidence indirecte sur la gestion de l’arsenic et d’autres éléments traces. En favorisant les pratiques exemplaires de gestion pour l’épandage au sol et la production d’énergie à partir de ces résidus, le document contribue à ce que les contaminants potentiels, y compris l’arsenic, soient gérés de façon responsable. Cette gestion réduit au minimum les risques pour l’environnement et la santé humaine grâce à l’utilisation et au traitement contrôlés des biosolides et des boues, qui peuvent contenir des éléments traces comme l’arsenic.

Déchets solides

4.4.5 Lignes directrices du CCME pour la qualité du compost (2005)

Publiées par le CCME, ces lignes directrices constituent une mise à jour des lignes directrices de 1996. Leur objectif principal est d’établir des normes nationales relatives à la qualité du compost au Canada afin d’assurer l’utilisation sécuritaire des produits de compost dans les secteurs de l’agriculture, de l’aménagement paysager, de l’horticulture et d’autres industries.

L’arsenic peut se retrouver dans le compost par diverses voies, notamment à partir de matières premières contaminées comme les résidus alimentaires, les déchets de jardin et les résidus agricoles provenant de secteurs où l’arsenic est présent dans le sol ou dans l’eau. L’utilisation d’eau contaminée par l’arsenic au cours du processus de compostage peut également introduire cet élément. L’arsenic résiduel provenant de pesticides et d’herbicides utilisés antérieurement peut aussi y contribuer, tout comme les biosolides et les fumiers provenant d’industries qui utilisent des additifs alimentaires à base d’arsenic.

Les lignes directrices ont été élaborées en collaboration avec d’autres organismes de réglementation, notamment le Bureau de normalisation du Québec (BNQ) et l’Agence canadienne d’inspection des aliments (ACIA), afin d’offrir un cadre cohérent tout en tenant compte des besoins régionaux. Les normes reposent sur quatre critères principaux : les matières étrangères, la maturité, les agents pathogènes et les éléments traces, comme l’arsenic, afin d’assurer la sécurité du compost et de réduire les risques pour l’environnement et la santé.

Les lignes directrices classent le compost en deux catégories : catégorie A (utilisation sans restriction) et catégorie B (utilisation restreinte), selon les concentrations de contaminants. En ce qui concerne l’arsenic, elles établissent des concentrations maximales admissibles dans le compost (13 mg/kg pour la catégorie A et 75 mg/kg pour la catégorie B), tandis que les apports cumulatifs au sol sont limités à 15 kg/ha. Ces limites permettent d’éviter l’accumulation de concentrations toxiques dans les sols et protègent la santé des végétaux, des animaux et des humains en réduisant l’exposition à des éléments traces potentiellement nocifs comme l’arsenic.

Déchets dangereux

4.4.6 Règlement sur les mouvements transfrontaliers de déchets dangereux et de matières recyclables dangereuses (2021)

Le Règlement sur les mouvements transfrontaliers de déchets dangereux et de matières recyclables dangereuses (RMT) encadre les mouvements transfrontaliers de déchets dangereux et de matières recyclables dangereuses à destination ou en provenance du Canada, ainsi qu’entre les provinces et les territoires. Il vise à garantir que les déchets dangereux et les matières recyclables dangereuses atteignent leur destination prévue, réduisant ainsi les risques pour l’environnement.

Le RMT a une incidence directe sur la gestion de l’arsenic puisqu’il encadre les mouvements transfrontaliers des déchets et matières qui répondent à la définition de déchets dangereux ou de matières recyclables dangereuses. Il veille à ce que les déchets ou matières contenant de l’arsenic soient gérés de façon écologiquement rationnelle, ce qui réduit les risques pour l’environnement. Cet objectif est atteint grâce à des exigences rigoureuses en matière de permis pour les mouvements internationaux, au suivi des expéditions au moyen de documents de mouvement, à la confirmation de l’élimination et au respect d’accords internationaux comme la Convention de Bâle, qui établit les exigences internationales applicables aux mouvements transfrontaliers de déchets dangereux et d’autres déchets.

Le RMT exige la préparation de documents de mouvement détaillés pour chaque expédition transfrontalière à l’aide du Système canadien pour la notification et le suivi des mouvements (SCNSM). Ces documents, qui comprennent des renseignements sur l’expéditeur, le transporteur et le destinataire, sont essentiels pour assurer le suivi des expéditions et vérifier le respect des normes environnementales. Le règlement exige également que les transporteurs soient autorisés à transporter des déchets et des matières dangereuses, ce qui réduit davantage le risque de mauvaise gestion susceptible d’entraîner une contamination de l’environnement. Cet instrument permet de suivre les quantités de déchets dangereux et de matières recyclables dangereuses contenant de l’arsenic qui sont gérées de manière écologiquement responsable, mais non la quantité de la substance elle-même.

4.4.7 Constatations et recommandations

La gestion des eaux usées, des biosolides municipaux et des déchets au Canada relève de plusieurs administrations et est principalement assurée aux échelons provincial, territorial et municipal en raison du partage des responsabilités entre les gouvernements fédéral et provinciaux. Les initiatives fédérales visent à appuyer et à harmoniser ces programmes locaux afin de maintenir des normes uniformes de gestion des risques partout au pays.

Compte tenu de cette responsabilité partagée à l’égard de la gestion des déchets, le gouvernement fédéral collabore avec les provinces et les territoires par l’intermédiaire du Conseil canadien des ministres de l’environnement (CCME) afin d’examiner diverses solutions visant à réduire les déchets à l’échelle du pays.

Selon l’INRP, les eaux usées et les biosolides constituent les principales sources de rejets associées à ce secteur, tandis que les matières dangereuses et les déchets dangereux ne sont pas considérés comme des contributeurs importants. Une augmentation des rejets d’arsenic provenant des installations de traitement des eaux usées a été observée, ceux-ci étant passés de 2 613 kg en 2002 à 3 624 kg en 2022. Toutefois, les données montrent que cette hausse des rejets s’est accompagnée d’une augmentation du nombre d’installations. Cela laisse croire que la quantité d’arsenic rejetée par installation est demeurée relativement constante, mais que l’augmentation du nombre d’installations nécessaires a entraîné une hausse des rejets totaux. Cette tendance concorde avec la croissance de la population canadienne, qui est passée d’un peu plus de 30 millions à près de 40 millions d’habitants.

Figure 61 : Rejets d’arsenic provenant des installations de traitement des eaux usées, du traitement et de l’élimination des déchets ainsi que des biosolides municipaux de 2000 à 2022

Les installations qui traitent les eaux usées et les biosolides ne produisent pas d’arsenic. Elles le captent plutôt à partir de sources situées en amont. Il est donc essentiel de poursuivre la surveillance des concentrations d’arsenic dans les eaux usées non traitées afin de mieux comprendre les profils de rejets en amont. Pour cerner efficacement les causes fondamentales et y remédier, il est recommandé de comparer les concentrations d’arsenic dans les eaux usées provenant de secteurs présentant différents degrés d’activité industrielle afin de déterminer si les sources non industrielles contribuent de façon importante aux rejets. Si les sources non industrielles s’avèrent être un contributeur majeur, il conviendrait d’élaborer des stratégies renforcées de suivi et d’atténuation visant ces sources.

4.5 Pesticides et engrais

L’utilisation de pesticides et d’engrais contenant de l’arsenic était historiquement répandue au Canada, mais elle a largement été éliminée progressivement au cours des deux dernières décennies, principalement en raison des préoccupations importantes liées à la toxicité de l’arsenic et aux risques qu’il présente pour l’environnement et la santé. Utilisées autrefois dans diverses pratiques agricoles ainsi que dans le traitement du bois, ces substances peuvent contribuer à la contamination des sols et des eaux, ce qui pose des risques à long terme pour les écosystèmes et la santé humaine. Le bois traité à l’arsenic, qui entrait autrefois dans la fabrication de produits tels que les clôtures et les terrasses, peut également libérer de l’arsenic dans les sols environnants, ce qui accentue l’exposition environnementale.

Le rapport de la LSIP1 sur l’arsenic indiquait que les pesticides et les produits de préservation du bois constituaient d’importantes sources de rejets d’arsenic. Cette situation a soulevé des préoccupations quant au potentiel de contamination des sols, de l’eau et de l’air par l’arsenic, d’où la nécessité d’une surveillance réglementaire visant à réduire ses effets.

4.5.1 Loi sur les produits antiparasitaires (2002)

L’Agence de réglementation de la lutte antiparasitaire (ARLA) de Santé Canada a élaboré une approche à multiples volets afin de gérer et de réduire les rejets d’arsenic provenant des pesticides.

Le cadre réglementaire établi par la Loi sur les produits antiparasitaires (LPA) constitue le fondement de cette approche. Il exige des évaluations rigoureuses avant et après la mise en marché afin de vérifier que les pesticides respectent les normes contemporaines de protection de la santé et de l’environnement, notamment par la réglementation de la vente et de l’utilisation des pesticides contenant de l’arsenic.

Les utilisations historiques de l’arsenic dans divers produits, notamment à des fins domestiques et forestières, ont fait l’objet d’une réévaluation, ce qui a mené à l’abandon de certaines utilisations. Le retrait volontaire par l’industrie, d’ici 2003, du bois traité à l’arséniate de cuivre chromaté (ACC) pour les usages non industriels a notamment constitué une étape importante dans la réduction de l’exposition à l’arsenic.

Dans le cadre de la Politique de gestion des substances toxiques, ECCC, en collaboration avec l’industrie de la préservation du bois et d’autres intervenants, a élaboré des documents de recommandation technique (DRT) visant à réduire les rejets d’arsenic. Ces documents fournissent des orientations concernant la conception des installations et les pratiques opérationnelles permettant de réduire l’exposition environnementale et professionnelle aux biocides utilisés pour la préservation du bois, y compris l’arsenic.

L’adoption, par Santé Canada, du Règlement concernant les rapports sur les renseignements relatifs aux ventes de produits antiparasitaires en 2006 a amélioré la capacité de surveiller et d’évaluer les effets des produits antiparasitaires contenant de l’arsenic. Les ventes de pesticides ont légèrement augmenté entre 2013 et 2017, puis sont demeurées relativement stables depuis, malgré certaines fluctuations annuelles.

L’évaluation continue des pesticides contenant de l’arsenic, ainsi que la surveillance constante des ventes et des modes d’utilisation témoignent d’un cadre réglementaire dynamique visant à réduire l’empreinte environnementale de l’arsenic. L’ARLA poursuit la réévaluation des produits antiparasitaires contenant de l’arsenic afin de garantir leur conformité aux plus récentes normes scientifiques et aux lignes directrices internationales, ce qui pourrait entraîner de nouvelles restrictions ou modifications d’utilisation.

4.5.2 Loi sur les engrais et son règlement (1985)

L’ACIA veille à l’application de ce règlement pris sous l’autorité du ministre de l’Agriculture et de l’Agroalimentaire, notamment au moyen d’inspections et d’activités de surveillance. Le mandat de l’ACIA couvre l’innocuité des engrais et des suppléments afin de s’assurer qu’ils ne présentent aucun risque pour les humains, les animaux, les végétaux ou l’environnement. Une législation encadrant les engrais existe depuis environ 1867. Plus récemment, la Loi sur les engrais et son règlement ont été modifiés en 2020 dans le cadre d’un exercice de modernisation visant à corriger les lacunes relevées lors d’un examen réglementaire entrepris en 2011. Ces modifications ont été apportées à la suite d’une recommandation conjointe du ministre de l’Agriculture et de l’Agroalimentaire et du ministre de la Santé.

Le règlement précise les normes auxquelles les engrais et suppléments doivent satisfaire, notamment l’absence de substances susceptibles de laisser des résidus nocifs dans les végétaux, l’absence de protéines provenant de matières à risque spécifiées à des concentrations toxiques et l’absence de nutriments à des concentrations toxiques. Le règlement prévoit également des exigences détaillées concernant l’étiquetage et l’analyse garantie des engrais et des suppléments, notamment l’information relative aux ingrédients actifs et à leurs concentrations.

Ces dispositions ont une incidence indirecte sur les rejets d’arsenic puisqu’elles établissent des normes de sécurité applicables aux engrais et suppléments, y compris ceux dérivés de déchets tels que les biosolides, le compost, les cendres de bois et d’autres matières susceptibles de contenir des métaux lourds comme l’arsenic. En réglementant la composition et l’utilisation de ces produits, elles contribuent à réduire le risque que l’arsenic et d’autres métaux lourds contaminent les sols et les eaux, ce qui protège l’agriculture et l’environnement.

4.5.3 Constatations et recommandations

Les risques associés à l’utilisation de pesticides contenant de l’arsenic ont été maîtrisés grâce aux mesures concertées de l’industrie et des autorités gouvernementales. Bien que les documents de recommandation technique et l’amélioration de la déclaration des renseignements sur les ventes aient renforcé la surveillance et l’atténuation des rejets d’arsenic, il demeure important de poursuivre la réévaluation des pesticides contenant de l’arsenic afin d’assurer l’efficacité continue des mesures de contrôle et de demeurer vigilant à l’égard des nouvelles sources potentielles. De même, il importe de poursuivre la surveillance des concentrations de contaminants dans les engrais et de continuer à promouvoir l’utilisation de solutions antiparasitaires plus sûres.

4.6 Sites contaminés, y compris les mines abandonnées

Le rapport de la LSIP1 sur l’arsenic indiquait également que les mines abandonnées constituaient d’importantes sources de rejets d’arsenic. Les activités minières historiques au Canada ont laissé de nombreux sites contaminés contenant des substances dangereuses, notamment des métaux lourds comme l’arsenic.

La répartition des responsabilités relatives à la gestion des sites contaminés au Canada repose principalement sur la propriété des terrains et sur l’origine de la contamination. La majorité des sites contaminés relèvent de la compétence provinciale ou territoriale puisqu’ils sont situés sur des terres non fédérales. Les provinces et les territoires réglementent ces sites au moyen de leurs lois sur la protection de l’environnement, l’exploitation minière et l’utilisation des terres, afin de veiller à ce que les travaux d’assainissement soient réalisés conformément aux normes régionales. Les administrations municipales jouent également un rôle dans la gestion des sites urbains et industriels en travaillant sous la supervision des provinces pour traiter efficacement la contamination dans leurs territoires respectifs.

Le gouvernement fédéral est responsable des sites contaminés situés sur des terres fédérales, notamment les bases militaires, les aéroports, les réserves autochtones et les installations fédérales. Il gère ces sites par l’entremise d’initiatives telles que le Plan d’action pour les sites contaminés fédéraux (PASCF), qui fournit du financement et des orientations pour l’évaluation et l’assainissement des sites fédéraux. La compétence fédérale s’étend également à la gestion de la pollution transfrontalière et au respect des accords environnementaux internationaux.

Le gouvernement fédéral a également assumé la responsabilité d’un nombre limité de sites fortement contaminés, notamment la mine Giant et les étangs de goudron de Sydney. La mine Giant, située à Yellowknife dans les Territoires du Nord-Ouest et exploitée de 1948 à 2004, a produit d’importantes quantités d’or, mais également plus de 237  000 tonnes de poussière de trioxyde d’arsenic, un sous-produit extrêmement toxique. La contamination du site a créé des risques importants pour l’environnement et la santé humaine et a nécessité des travaux d’assainissement majeurs qui se poursuivent encore aujourd’hui.

4.6.1 Plan d’action pour les sites contaminés fédéraux (2005)

Le PASCF a été mis en place afin de réduire les risques environnementaux et sanitaires associés aux sites contaminés fédéraux tout en gérant les passifs financiers que ces sites représentent pour le gouvernement fédéral. L’Inventaire des sites contaminés fédéraux comprend actuellement plus de 7  500 sites présentant une contamination liée aux métaux, métalloïdes et substances organométalliques, dont 39 sites où l’arsenic est expressément désigné comme contaminant et qui font actuellement l’objet de travaux d’assainissement.

Le PASCF fonctionne selon un cadre stratégique conçu pour établir les priorités parmi les sites contaminés en fonction de la gravité des risques qu’ils présentent pour l’environnement et la santé humaine. Cette approche permet d’affecter efficacement les ressources aux sites qui nécessitent l’intervention la plus urgente. Depuis sa création, le PASCF a réalisé des progrès importants : des activités d’évaluation ont été menées sur 10 960 sites, 7 700 évaluations ont été achevées et des travaux d’assainissement ont été réalisés sur 2 200 sites partout au Canada, dont 1 040 ont été entièrement assainis. Par ailleurs, des activités de gestion et d’entretien se poursuivent sur divers sites afin de maintenir les systèmes nécessaires et d’éviter une augmentation des coûts de réhabilitation et de fermeture.

Le programme collabore avec de nombreux intervenants, notamment les gardiens fédéraux, les consultants en environnement, les entrepreneurs et les communautés autochtones. Cette collaboration favorise une gestion globale des sites contaminés, répond aux besoins de toutes les parties concernées et accorde une attention particulière aux sites qui touchent les peuples autochtones vivant dans les réserves ou dans les collectivités nordiques.

4.6.2 Constatations et recommandations

Les sites contaminés constituent une préoccupation majeure en raison du grand nombre de sites hérités du passé présents au Canada. Cette préoccupation est amplifiée par l’augmentation importante des éliminations d’arsenic sur place dans les installations industrielles actuellement en exploitation, lesquelles sont passées de moins de 10 millions de kilogrammes en 2005 à plus de 60 millions de kilogrammes par année, principalement sous l’effet du secteur minier. La quantité cumulative d’arsenic et d’autres matières dangereuses éliminées sur ces sites est considérable et, lorsque les installations cesseront leurs activités, ces contaminants poseront des risques environnementaux et financiers encore plus importants si les sites ne sont pas correctement fermés et assainis. L’établissement de priorités pour les sites à risque élevé, le renforcement des partenariats avec les communautés autochtones et les autres intervenants, la mise en œuvre de programmes de surveillance à long terme et l’investissement dans des technologies d’assainissement novatrices sont essentiels pour gérer efficacement les sites contaminés actuels et futurs. La responsabilité de cette tâche est partagée entre le gouvernement fédéral, les gouvernements provinciaux et territoriaux ainsi que l’industrie, selon les caractéristiques du site et le cadre réglementaire applicable.

4.7 Pâtes et papiers

Bien qu’il ne soit pas expressément mentionné dans la LSIP1, le secteur des pâtes et papiers génère, selon les données de l’INRP, des rejets d’arsenic comparables à ceux observés dans le secteur des déchets et des biosolides municipaux. Ce secteur a donc été ajouté à la présente analyse. Le secteur des pâtes et papiers occupe une place importante dans l’industrie manufacturière mondiale et se consacre principalement à la production de pâte, de papier, de carton et de divers produits du papier à partir de fibres de bois et de matières recyclées. Cette industrie fait appel à plusieurs procédés et technologies essentiels. Le procédé central, soit la fabrication de la pâte, est réalisé soit mécaniquement, par broyage des copeaux de bois afin d’obtenir des fibres, soit chimiquement, le plus souvent au moyen du procédé Kraft, qui utilise des produits chimiques tels que l’hydroxyde de sodium et le sulfure de sodium pour dissoudre la lignine et séparer les fibres. Le blanchiment suit ensuite, particulièrement pour les produits exigeant un degré élevé de blancheur. Historiquement, cette étape faisait appel au chlore pour les pâtes chimiques telles que la pâte Kraft, mais les pratiques modernes privilégient le dioxyde de chlore afin de réduire les effets sur l’environnement. Les pâtes mécaniques sont généralement blanchies à l’aide d’hydrosulfite de sodium, de peroxyde d’hydrogène ou d’une combinaison de ces agents de blanchiment.

La pâte blanchie ou non blanchie est ensuite transformée en papier ou en carton au cours du procédé de fabrication du papier, durant lequel l’eau est retirée et le matériau est séché puis enroulé. Tout au long de ces étapes, diverses substances chimiques sont utilisées et rejetées, notamment des composés soufrés issus du procédé de fabrication de la pâte et, potentiellement, des composés chlorés associés au blanchiment, bien que les techniques modernes aient considérablement réduit ces rejets.

Les usines de pâtes et papiers produisent souvent elles-mêmes l’énergie nécessaire à leurs activités, et la combustion de biomasse est largement utilisée à cette fin.

En ce qui concerne les rejets de métaux, ceux-ci ne constituent généralement pas une préoccupation principale dans les procédés de fabrication des pâtes et papiers. Toutefois, des métaux présents à l’état de traces, comme l’arsenic, peuvent se retrouver dans la biomasse utilisée pour la production d’énergie, particulièrement lorsque celle-ci provient de bois ayant été traité avec des agents de préservation, et peuvent être rejetés lors de la combustion dans les chaudières servant à produire l’énergie nécessaire aux usines. De plus, certaines substances chimiques utilisées dans les procédés de fabrication de la pâte et de blanchiment peuvent contenir des impuretés métalliques à l’état de traces, lesquelles peuvent se retrouver dans les rejets, principalement dans l’eau.

4.7.1 Règlement sur les effluents des fabriques de pâtes et papier (1992)

Le Règlement sur les effluents des fabriques de pâtes et papiers a d’abord été élaboré en vertu de la Loi sur les pêches en 1971 pour gérer les menaces que posent les effluents pour les poissons, leur habitat et la santé humaine liée à la consommation de poisson. Il limite le rejet de substances nocives dans les eaux où vivent des poissons par les fabriques de pâtes et papiers. Le règlement devait inciter les fabriques à modifier leurs procédés pour améliorer la qualité de l’eau. Le règlement de 1971 faisait une distinction entre les fabriques nouvelles, agrandies, modifiées et existantes. Les fabriques nouvelles, agrandies ou modifiées étaient assujetties aux limites prescrites. Pour les fabriques déjà en exploitation, les limites servaient de lignes directrices non exécutoires. En 1992, le règlement de 1971 a été mis à jour pour étendre son application à toutes les fabriques et favoriser d’autres améliorations de la qualité des effluents, selon des normes atteignables au moyen d’un traitement secondaire des eaux usées. Après une période de transition, toutes les fabriques ont été assujetties au règlement en 1996. Les normes réglementaires sont demeurées inchangées depuis.

Les règlements établissent des limites quant aux quantités maximales de matières exerçant une demande biochimique en oxygène (qui consomme l’oxygène dissous dans l’eau) et de matières en suspension qui peuvent être rejetées par les fabriques de pâtes et papiers dans des conditions prescrites. Les règlements interdisent le rejet de tout effluent présentant une létalité aiguë pour les poissons. Le REFPP exige également que les fabriques réalisent des études de suivi des effets sur l’environnement afin de déterminer les effets des effluents sur les poissons, leur habitat et l’utilisation des ressources halieutiques. Les installations doivent soumettre des rapports mensuels sur les effluents comprenant la demande biochimique en oxygène des matières présentes dans les effluents, la quantité de matières en suspension, le volume des effluents, ainsi qu’un résumé des résultats des essais de létalité aiguë sur la truite arc-en-ciel et des essais de surveillance réalisés à l’aide de Daphnia magna.

Bien que le REFPP vise principalement la qualité de l’eau et la protection de la vie aquatique, il a une incidence indirecte sur les rejets d’arsenic grâce à une gestion globale des polluants et à l’obligation d’effectuer une surveillance environnementale. Toutefois, il est plus difficile d’établir l’incidence directe du REFPP sur les rejets d’arsenic, puisque les règlements n’exigent pas la collecte de données sur cette substance.

Selon le rapport annuel 2022 sur le Règlement sur les effluents des fabriques de pâtes et papiers publié par ECCC, le secteur continue d’afficher des taux élevés de conformité aux exigences réglementaires relatives aux effluents. Le rapport indique que 99 % des essais portant sur les matières en suspension et la demande biochimique en oxygène respectaient les limites acceptables. Le rapport souligne également les efforts constants déployés par le secteur pour réduire les effets environnementaux des rejets d’effluents, qu’il s’agisse de polluants chimiques ou physiques, dans les milieux aquatiques. Toutefois, il mentionne aussi que plus de la moitié des essais de toxicité sublétale réalisés sur les effluents finaux des fabriques ont révélé des effets sur la croissance et la reproduction des espèces utilisées lors des essais en laboratoire. Cela signifie que même si les effluents ne causent pas immédiatement la mort des organismes aquatiques, ils peuvent néanmoins leur nuire à long terme en réduisant leur croissance et leur capacité de reproduction. Une modernisation du REFPP est actuellement à l’étude. Celle-ci élargirait les exigences de surveillance à d’autres substances, notamment l’arsenic, dans les effluents et les eaux réceptrices.

4.7.2 Code de pratique pour la gestion des rejets atmosphériques des fabriques de pâtes et papiers (2018)

Le Code de pratique pour la gestion des rejets atmosphériques des fabriques de pâtes et papiers au Canada, en vigueur depuis juillet 2018, énonce des recommandations et des pratiques exemplaires visant à réduire les rejets de polluants atmosphériques, y compris les matières particulaires totales (MPT), provenant des installations du secteur des pâtes et papiers. Cette initiative met en lumière les activités du secteur, ainsi que les préoccupations environnementales qui y sont associées, particulièrement en ce qui concerne les rejets atmosphériques. Les installations sont encouragées à appliquer ces pratiques exemplaires afin de réduire leurs rejets atmosphériques et à déclarer leurs niveaux d’émission. Bien que le code vise directement les rejets de MPT, l’application de ses recommandations peut également réduire indirectement les rejets d’autres polluants, notamment l’arsenic, puisqu’elle favorise l’adoption de pratiques d’exploitation plus propres et d’améliorations technologiques dans le secteur. En réduisant les rejets globaux de polluants, le code contribue à améliorer la qualité de l’air et à diminuer l’empreinte environnementale du secteur des pâtes et papiers.

Pour se conformer au code, les installations du secteur doivent appliquer les pratiques exemplaires recommandées, informer le ministre de l’Environnement de leur intention de suivre le code et soumettre des rapports d’évaluation des émissions. Ces mesures visent à faire en sorte que les installations respectent les limites d’émission recommandées et contribuent ainsi à un environnement et à des collectivités en meilleure santé.

4.7.3 Constatations et recommandations

Les rejets d’arsenic du secteur des pâtes et papiers sont passés de 3 167 kg en 2002 à 2 186 kg en 2022, soit une diminution de 31 %. Bien que les émissions de métaux à l’état de traces, comme l’arsenic, ne constituent pas une préoccupation principale pour ce secteur, elles peuvent résulter de la combustion accidentelle de bois traité utilisé pour produire de l’énergie.

Figure 62 : Rejets d’arsenic du secteur des pâtes et papiers de 2000 à 2022

Les données déclarées en vertu du REFPP montrent que les taux de conformité aux limites réglementaires sont généralement élevés. Toutefois, les essais de toxicité sublétale indiquent que les effluents peuvent encore avoir des effets sur la croissance et la reproduction des espèces aquatiques, ce qui laisse croire qu’il pourrait être nécessaire d’adopter des limites plus strictes.

Le Code de pratique pour la gestion des rejets atmosphériques des fabriques de pâtes et papiers de 2018 vise à réduire les polluants atmosphériques, y compris les matières particulaires. Ces mesures pourraient réduire indirectement les émissions d’arsenic, bien que l’ampleur de cet effet demeure incertaine.

Le maintien et le renforcement des efforts visant à intégrer les métaux à l’état de traces, comme l’arsenic, aux protocoles de surveillance des rejets dans l’eau et dans l’air des fabriques de pâtes et papiers pourraient faciliter le repérage des sources potentielles de contamination et la mise en œuvre de mesures correctives. L’élargissement des exigences relatives au suivi des effets sur l’environnement pour l’arsenic dans ce secteur, par exemple dans le cadre de la modernisation proposée du REFPP, fournirait des données plus ciblées pour orienter les mises à jour réglementaires et contribuer aux futurs rapports sur l’EMR.

4.8 Accords et collaboration à l’échelle nationale et internationale

4.8.1 Multisectoriel – Eau : Accord relatif à la qualité de l’eau dans les Grands Lacs entre le Canada et les États-Unis (1972)

L’Accord relatif à la qualité de l’eau dans les Grands Lacs entre le Canada et les États-Unis (AQEGL) constitue un engagement bilatéral majeur pour restaurer et protéger la qualité de l’eau des Grands Lacs. L’accord a été signé en 1972, puis modifié en 1978, en 1987 et plus récemment en 2012, lorsque les deux pays ont convenu de repérer les substances chimiques d’intérêt commun et de prendre des mesures à leur égard. Dans le cadre de cette initiative, l’accord appuie la réduction de polluants comme le mercure et le plomb, qui proviennent souvent de sources semblables à celles de l’arsenic. Grâce à la mise en œuvre de mesures de contrôle et de restauration visant les substances chimiques d’intérêt commun, l’accord contribue à réduire plus largement l’introduction et la circulation d’autres polluants nocifs, y compris l’arsenic, dans l’écosystème des Grands Lacs. L’AQEGL donne lieu à des rapports d’étape qui permettent de suivre les progrès accomplis vers l’atteinte des objectifs de qualité de l’eau, d’évaluer l’efficacité des mesures mises en œuvre et de relever les défis qui subsistent. Ces rapports présentent des mises à jour sur les efforts déployés pour contrôler les polluants, restaurer les zones dégradées et protéger les écosystèmes aquatiques. Les plus récents rapports d’étape sont accessibles sur Binational.net, où les parties intéressées peuvent consulter les données, les initiatives et les mesures de collaboration entreprises par les deux pays afin de préserver l’intégrité des Grands Lacs.

Les principaux éléments de l’AQEGL comprennent des engagements à court et à long terme qui renforcent la responsabilisation et la transparence des pratiques de gestion environnementale. L’approche modernisée de l’accord reflète les connaissances actuelles et met l’accent sur la prévention. Elle vise à répondre aux défis environnementaux existants tout en anticipant les problèmes futurs et en atténuant leurs effets. L’accord comprend une série d’annexes couvrant un vaste éventail de sujets, notamment les espèces aquatiques envahissantes, la conservation des habitats et des espèces, les effets des changements climatiques et la pollution attribuable aux substances chimiques d’intérêt commun.

Par l’intermédiaire de l’AQEGL, le Canada et les États-Unis, de concert avec les autres ordres de gouvernement, les peuples autochtones, les organisations non gouvernementales et le public, collaborent afin que les Grands Lacs demeurent une ressource essentielle pour l’approvisionnement en eau potable de qualité, les loisirs, les activités économiques et l’habitat de la faune. Le cadre exhaustif et axé sur l’action de l’accord témoigne d’un engagement binational envers la gestion responsable de l’environnement et fait des Grands Lacs un modèle mondial de protection et de durabilité des eaux douces.

4.8.2 Accord Canada-Ontario concernant la qualité de l’eau (1994)

L’Accord Canada-Ontario concernant la qualité de l’eau et la santé de l’écosystème des Grands Lacs (ACO) est une initiative de collaboration entre le gouvernement du Canada et la province de l’Ontario pour relever les défis environnementaux dans le bassin des Grands Lacs. L’accord constitue le mécanisme par lequel le Canada s’acquitte de ses obligations au titre de l’AQEGL, comme il a été indiqué ci-dessus.

Bien que l’ACO porte principalement sur la qualité de l’eau et la santé de l’écosystème des Grands Lacs, ses initiatives influencent indirectement les rejets d’arsenic et la contamination par l’arsenic de plusieurs façons. Même si, à l’instar de l’AQEGL, l’ACO ne prévoit pas directement de mesures propres à l’arsenic, les efforts prévus par l’accord pour gérer et réduire les polluants peuvent également atténuer l’introduction et la propagation de l’arsenic dans l’écosystème aquatique. La réduction des substances chimiques nocives et l’amélioration des systèmes d’eaux usées, comme le prévoit l’accord, contribuent à réduire au minimum le risque de contamination par l’arsenic.

L’ACO est axé sur l’action, avec des engagements assortis d’échéanciers qui doivent être réalisés pendant la durée de l’accord. Les progrès font l’objet d’un suivi et de rapports publics au moyen de mécanismes comme le Rapport d’étape des Parties et le Rapport sur l’état des Grands Lacs, qui évaluent la santé des lacs à l’aide d’indicateurs scientifiques de la santé des écosystèmes. Ces rapports sont publiés tous les trois ans en vertu de l’AQEGL, ce qui assure transparence et responsabilisation dans les efforts visant à améliorer la qualité de l’eau et la santé de l’écosystème des Grands Lacs.

De plus, l’accord facilite le financement de projets destinés à réduire les polluants, comme le phosphore, qui peuvent avoir une vaste incidence sur la qualité globale de l’eau et influer indirectement sur la biodisponibilité de l’arsenic et d’autres substances toxiques. Les initiatives menées dans le cadre de l’ACO, comme l’Initiative de protection des Grands Lacs, contribuent à répondre aux menaces importantes pour la qualité de l’eau et la santé de l’écosystème des Grands Lacs, notamment par la réduction des rejets de substances chimiques nocives et par des mesures de restauration de la qualité de l’eau dans les secteurs préoccupants.

4.8.3 Programme d’accélération de la réduction et de l’élimination des toxiques (1992 à 1994)

Le Programme d’accélération de la réduction et de l’élimination des toxiques (ARET), lancé au début des années 1990 par des représentants de l’industrie et des organisations environnementales non gouvernementales, avec l’appui d’ECCC, était une initiative volontaire destinée à réduire ou à éliminer les rejets de substances nocives. Cette initiative a réuni des parties intéressées de divers secteurs, dont l’industrie, les gouvernements provinciaux et fédéral, les groupes de santé et de protection de l’environnement ainsi que les organisations syndicales, autour d’une liste de 117 substances, dont l’arsenic. Ces substances avaient été retenues en raison de leur toxicité, de leur persistance et de leur potentiel de bioaccumulation. Le programme fixait des objectifs ambitieux, soit une réduction de 90 % des rejets de substances persistantes, bioaccumulables et toxiques, et de 50  % des rejets d’autres substances toxiques, avec pour objectif à long terme l’élimination virtuelle des rejets de 30 substances précises.

Le programme visait à réduire considérablement les rejets de substances dans l’environnement, y compris l’arsenic, grâce à des mesures volontaires destinées à diminuer les effets nocifs potentiels sur les écosystèmes et la santé humaine. De manière indirecte, le programme a influencé les pratiques générales de gestion environnementale et de prévention de la pollution au sein des organisations participantes.

En avril 2000, ECCC a entrepris une évaluation d’ARET pour aider le Ministère à décider s’il devait continuer à appuyer l’initiative et à y participer.

L’évaluation portait principalement sur l’efficacité de l’initiative, c’est-à-dire la mesure dans laquelle la participation à ARET pouvait être considérée comme responsable de la réduction ou de l’élimination des émissions de substances toxiques et de l’atteinte des objectifs de réduction.

La principale conclusion du rapport d’évaluation était que les objectifs du Défi ARET avaient été atteints et, dans la plupart des cas, dépassés, sauf pour des substances comme l’arsenic, qui sont persistantes et bioaccumulables. Cependant, l’évaluation a également conclu que l’initiative ARET ne figurait pas parmi les principaux facteurs qui avaient incité l’industrie à réduire ses rejets de substances toxiques. D’autres facteurs, comme la réglementation, la modernisation et les décisions opérationnelles, ont joué un rôle plus important.

4.8.4 Constatations et recommandations

L’incidence des accords nationaux et internationaux sur les émissions d’arsenic est largement indirecte, mais demeure importante en raison des avantages connexes qui découlent de la réduction d’autres polluants. Les initiatives comme l’ACO et l’AQEGL portent principalement sur l’amélioration de la qualité de l’eau et la réduction des polluants dans les Grands Lacs. Même si l’arsenic n’est pas expressément ciblé, ces accords contribuent à sa réduction en favorisant le contrôle de diverses substances chimiques nocives et l’amélioration des systèmes d’eaux usées, ce qui peut aider à réduire les dépôts d’arsenic et la contamination par l’arsenic dans les écosystèmes aquatiques. Toutefois, les programmes volontaires comme ARET se sont révélés moins efficaces pour entraîner d’importantes réductions des émissions d’arsenic.

La collaboration internationale et intergouvernementale est essentielle pour gérer les risques transfrontaliers liés à l’arsenic, puisque le Canada demeure touché par les émissions en provenance des États-Unis, particulièrement dans les régions situées près des Grands Lacs. Pour assurer une gestion véritablement complète de l’arsenic, une action multilatérale coordonnée est nécessaire pour s’attaquer aux sources dans des secteurs concurrentiels à l’échelle mondiale et veiller à ce que les mesures de contrôle des émissions soient efficaces et économiquement réalisables.

4.9 Conclusions sur la gestion des risques

Depuis le début des années 1990, les efforts de gestion des risques environnementaux ont contribué à des réductions notables des émissions d’arsenic provenant des principales sources relevées dans l’évaluation de la LSIP, ce qui laisse supposer des progrès vers l’atteinte des objectifs de gestion des risques. Toutefois, il demeure difficile de déterminer si ces diminutions découlent directement des règlements fédéraux, des mesures de contrôle de la pollution, des partenariats nationaux et internationaux ou de tendances plus générales dans l’industrie. Cette ambiguïté s’explique par l’interaction complexe entre les diverses mesures réglementaires, les facteurs propres aux secteurs et les variables économiques qui influencent les émissions d’arsenic.

En 2022, environ la moitié de l’arsenic rejeté au Canada était gérée par sept règlements fédéraux, dont deux ciblaient explicitement ses rejets : le Règlement sur les effluents des mines de métaux et des mines de diamants pris en vertu de la Loi sur les pêches et la Loi sur les produits antiparasitaires. Un autre règlement envisage actuellement son inclusion : le Règlement sur les effluents des fabriques de pâtes et papiers pris en vertu de la Loi sur les pêches. Les quatre autres encadrent l’arsenic dans le cadre de mesures plus larges qui portent sur les métaux et les émissions de particules : le Règlement sur la réduction des émissions de dioxyde de carbone — secteur de l’électricité thermique au charbon, le Règlement sur les effluents des systèmes d’assainissement des eaux usées, le Règlement sur les mouvements transfrontaliers de déchets dangereux et de matières recyclables dangereuses, ainsi que la Loi sur les engrais et le Règlement sur les engrais. L’autre moitié est gérée dans le cadre de mesures non réglementaires plus larges qui ciblent les métaux et les émissions de particules. Ces mesures ont donné des résultats positifs dans le secteur de la fusion et de l’affinage des métaux communs, qui constitue la plus grande source industrielle d’émissions d’arsenic. Dans ce secteur, les émissions d’arsenic sont passées de plus de 50 000 de kg en 2005 à moins de 15 000 de kg en 2023 grâce à un avis de planification de la prévention de la pollution (2006 à 2018) et à des accords sur la performance environnementale (2018 à 2025).

Il demeure complexe d’évaluer l’efficacité cumulative des mesures multisectorielles en raison des incohérences dans les déclarations des différents secteurs et de la difficulté d’attribuer des résultats précis à des mesures réglementaires ou volontaires particulières. Même si l’on présume que les mesures préventives découragent les pratiques susceptibles d’accroître les émissions d’arsenic, cet effet dissuasif demeure largement intangible et difficile à quantifier. Néanmoins, l’incidence globale des diverses mesures de gestion des risques sur les rejets d’arsenic dans l’environnement est importante. Les rejets nationaux d’arsenic sont passés de plus de 200 000 kg au début des années 2000 à moins de 50 000 kg au cours des dernières années, ce qui témoigne de progrès considérables.

5. Communication des risques

Comme la communication des risques pour la santé sera évaluée dans le volet santé humaine du rapport d’EMR, la communication des risques environnementaux consiste principalement à informer les Canadiennes et Canadiens des risques que les substances chimiques présentent pour l’environnement et constitue un élément essentiel de la transparence des activités gouvernementales. ECCC communique activement ces risques au moyen de pages Web, de publications et de communiqués de presse. L’une des principales ressources est la page Web consacrée aux composés inorganiques de l’arsenic, qui présente un aperçu de l’arsenic, de ses sources environnementales, ainsi que des liens vers les documents d’évaluation des risques et les instruments de gestion des risques.

Des renseignements sur les activités passées et actuelles d’évaluation et de gestion des risques menées dans le cadre du Plan de gestion des produits chimiques sont publiés sur la page Web du Plan de gestion des produits chimiques, gérée conjointement par ECCC et Santé Canada. Par ailleurs, les travaux réalisés dans le cadre du Plan de gestion des produits chimiques sont communiqués aux intervenants inscrits aux mises à jour par courriel. Ces envois servent à annoncer les publications, l’ouverture de périodes de consultation ou toute autre information pertinente.

Les données recueillies dans le cadre des programmes d’inventaire des polluants et de surveillance d’ECCC sont mises à la disposition du public sur le portail de données ouvertes du Canada. Ces données servent à la production des rapports annuels des Indicateurs canadiens de durabilité de l’environnement (ICDE), conformément aux engagements de production de rapports prévus dans le cadre de la Stratégie fédérale de développement durable. Les indicateurs des ICDE portant sur les rejets de substances nocives dans l’eau et les émissions de substances nocives dans l’air comprennent des renseignements sur les rejets d’arsenic provenant des installations. De plus, le tableau de bord narratif sur l’arsenic de l’Inventaire national des rejets de polluants (INRP) fournit des données et des renseignements accessibles sur les rejets d’arsenic.

Tous ces renseignements figurent également dans les rapports annuels sur la LCPE, accompagnés d’informations sur la mise en œuvre des mesures de gestion des risques. Bien qu’ECCC n’ait pas publié de messages sur l’arsenic dans les médias sociaux, Santé Canada a publié sept messages portant sur l’arsenic depuis 2012.

5.1 Constatations et recommandations

L’accessibilité de l’information sur l’arsenic dans l’environnement varie considérablement selon les termes de recherche utilisés. Alors qu’il est possible de trouver les renseignements de Santé Canada à l’aide de mots-clés comme « risque lié à l’arsenic » ou « arsenic dans l’environnement », les sites Web d’ECCC nécessitent des recherches plus ciblées, par exemple « composés inorganiques de l’arsenic ». Cela peut constituer un obstacle à l’accès à l’information pour le grand public.

La lisibilité des pages Web a également été évaluée afin d’estimer la scolarité requise pour comprendre leur contenu. En moyenne, le contenu semble s’adresser à des personnes ayant fait des études supérieures. Même si ce degré de complexité peut convenir aux professionnels et aux universitaires œuvrant dans les domaines des sciences de l’environnement et des politiques environnementales, une simplification du langage pourrait améliorer l’accessibilité et aider un public plus large à comprendre les risques associés aux substances chimiques présentes dans l’environnement.

Pour améliorer l’accès du public à l’information sur l’arsenic, les approches suivantes pourraient être envisagées :

• Optimiser les pages Web gérées par ECCC qui s’adressent au grand public afin que les références aux substances chimiques toxiques apparaissent également dans les résultats associés à des termes de recherche plus généraux.
• Élaborer des outils supplémentaires de communication des risques susceptibles de rejoindre un public plus vaste, par exemple des outils plus visuels et interactifs.
• Simplifier le contenu lorsque cela est possible afin de rendre l’information plus accessible au lecteur moyen.
• Lancer des campagnes de sensibilisation ciblées sur les substances toxiques afin de diffuser de façon claire et attrayante des renseignements clés sur des contaminants comme l’arsenic.

6. Évaluation de l’efficacité de la gestion des risques

Comme aucune stratégie spécifique de gestion des risques n’a été élaborée pour l’arsenic, la présente évaluation propose à la fois un objectif environnemental et un objectif de gestion des risques pour l’arsenic. L’objectif environnemental vise à faire en sorte que les rejets anthropiques de composés inorganiques de l’arsenic ne dépassent pas les concentrations susceptibles de produire des effets nocifs sur l’environnement, compte tenu des concentrations naturelles de fond. L’objectif de gestion des risques relatif consiste à atteindre les plus faibles rejets anthropiques de composés d’arsenic inorganique qui soient techniquement et économiquement réalisables, en tenant compte des facteurs socioéconomiques et en mettant l’accent sur les mesures prises depuis l’évaluation de 1993. Ensemble, ces objectifs visent à évaluer dans quelle mesure l’approche globale du gouvernement fédéral a permis de réduire les rejets anthropiques canadiens de composés inorganiques de l’arsenic et de protéger l’environnement canadien contre leurs effets nocifs.

Pour appuyer cette évaluation, des questions supplémentaires ont été proposées à la section 1.3. Il est maintenant possible d’y répondre à l’aide des renseignements présentés dans les sections précédentes du présent rapport. Le présent rapport permet de tirer les conclusions suivantes :

Les concentrations environnementales d’arsenic sont-elles préoccupantes ou dépassent-elles les lignes directrices fondées sur les risques?

Dans l’ensemble, les concentrations d’arsenic sont bien gérées dans la plupart des régions et ne constituent pas une préoccupation généralisée. Les données de surveillance de la qualité de l’air montrent que les concentrations d’arsenic demeurent généralement conformes aux lignes directrices provinciales, même dans les régions industrielles et densément peuplées. De même, les données de surveillance des eaux indiquent que les concentrations d’arsenic sont stables ou en diminution dans la plupart des régions, et que la majorité des sites respectent les lignes directrices visant la protection de la vie aquatique. Chez la faune, les concentrations d’arsenic correspondent aux concentrations naturelles de fond et les tendances observées indiquent une stabilité ou une diminution chez la plupart des espèces. Néanmoins, certains cas isolés ont révélé des concentrations d’arsenic dans les poissons supérieures aux valeurs recommandées. Toutefois, il n’existe pas de lignes directrices fondées sur les risques pour la faune, ce qui révèle une lacune dans la compréhension des effets réels sur les écosystèmes. Même si les lignes directrices ont rarement été dépassées de façon importante, des recherches supplémentaires sont nécessaires afin d’établir des seuils de risque appropriés pour la faune et la santé des écosystèmes. Bien que certaines zones localisées nécessitent une attention particulière, la situation générale témoigne de progrès encourageants dans la maîtrise des concentrations d’arsenic.

Existe-t-il des sites précis qui présentent des concentrations élevées d’arsenic?

Même si des concentrations plus élevées d’arsenic ont été observées dans l’air à certains endroits, elles demeurent généralement inférieures aux lignes directrices établies. Les concentrations élevées d’arsenic sont davantage observées dans les milieux aquatiques, particulièrement dans les sédiments à proximité des zones urbaines, où l’arsenic tend à s’accumuler au fil du temps. Parmi les secteurs notables figurent certaines zones du lac Ontario, du lac Huron, de Montréal, du lac Banook et de la rivière Cornwallis. Ces secteurs suscitent une préoccupation particulière en raison de l’accumulation continue d’arsenic dans les sédiments.

Divers sites contaminés, notamment d’anciennes mines caractérisées par des concentrations élevées d’arsenic, ont également été recensés. Même si des mesures de gestion sont actuellement appliquées à certains de ces sites, ils demeurent parmi les préoccupations environnementales les plus importantes en raison des risques à long terme qu’ils présentent pour les écosystèmes et, potentiellement, pour la santé humaine.

Les sites miniers en exploitation contiennent également des quantités importantes d’arsenic attribuables aux éliminations sur place. Même si ces éliminations ne sont pas considérées comme un risque environnemental immédiat puisqu’elles sont censées être gérées adéquatement, les quantités importantes d’arsenic présentes pourraient représenter une menace importante en cas de cessation imprévue des activités. Si ces sites n’étaient plus gérés, les quantités d’arsenic accumulées dépasseraient largement celles observées dans les anciennes mines, ce qui accroîtrait les risques environnementaux.

Compte tenu de l’évolution des concentrations d’arsenic au fil du temps, des mesures de protection supplémentaires sont-elles nécessaires?

Dans l’ensemble, les rejets d’arsenic provenant des principaux secteurs industriels diminuent ou se stabilisent, y compris ceux visés dans le rapport de la LSIP1 sur l’arsenic. Les données actuelles de l’Inventaire national des rejets de polluants appuient cette conclusion. Bien que ces résultats soient encourageants, certaines mesures supplémentaires pourraient être nécessaires afin de maintenir cette tendance.

Les éliminations d’arsenic sur place, principalement attribuables au secteur minier, ont augmenté de façon importante. Même si cette tendance ne constitue pas une préoccupation immédiate, il demeure important de planifier la fermeture et la restauration des sites afin de s’assurer que les matières éliminées sont adéquatement gérées et confinées à long terme, particulièrement en cas de cessation imprévue des activités d’une entreprise. Comme l’ont démontré les anciennes mines, de telles situations peuvent entraîner des coûts financiers importants et des répercussions environnementales considérables.

Une surveillance environnementale accrue pourrait également être utile pour évaluer les effets des mesures de gestion récemment mises en œuvre dans certains secteurs. Les nouveaux règlements applicables au secteur de la production des métaux et des minéraux nécessitent davantage de temps avant que leurs effets complets puissent être observés. La poursuite de la surveillance demeure essentielle pour repérer les problèmes potentiels, notamment les sources situées en amont des rejets d’eaux usées, qui pourraient contribuer à des augmentations localisées des concentrations d’arsenic et pour lesquelles des mesures additionnelles pourraient être envisagées.

Le secteur de l’électricité, particulièrement les centrales électriques alimentées au charbon, a historiquement constitué une source d’émissions d’arsenic attribuables aux sous-produits de combustion. Toutefois, l’amélioration des systèmes de contrôle des émissions et l’adoption de matières premières plus propres ont permis de réduire ces émissions. Le maintien d’un encadrement réglementaire contribuera à préserver les progrès réalisés dans ces secteurs.

Dans le domaine de la gestion des déchets et des eaux usées, il est recommandé de réaliser des études approfondies pour déterminer les sources de contamination situées en amont. Ces études devraient permettre d’établir si la contamination provient de facteurs géographiques naturels, de sources résidentielles ou commerciales, ou encore d’activités industrielles. Une meilleure compréhension de l’origine de cette contamination favorisera l’élaboration de stratégies de lutte contre la pollution plus ciblées et plus efficaces.

La poursuite de la mise en œuvre de protocoles de surveillance intégrant les métaux à l’état de traces, comme l’arsenic, dans les rejets aqueux et atmosphériques des fabriques de pâtes et papiers pourrait faciliter le repérage des sources potentielles de contamination et la mise en place de mesures correctives. De plus, il est recommandé d’élargir le suivi des effets sur l’environnement liés à l’arsenic dans ce secteur, car cela fournirait des données plus ciblées pour orienter les mises à jour réglementaires et les futurs rapports d’EMR.

Les entreprises mettent-elles pleinement en œuvre les pratiques exemplaires?

Dans l’ensemble, les entreprises canadiennes réalisent des progrès importants dans l’application des pratiques exemplaires, bien qu’il reste place à l’amélioration.

Dans le secteur minier, les résultats obtenus dans le cadre de mesures telles que le Règlement sur les effluents des mines de métaux et des mines de diamants montrent que la majorité des entreprises respectent les limites établies pour les substances nocives, y compris l’arsenic. Pour satisfaire à ces exigences, les entreprises adoptent souvent des pratiques exemplaires. Le secteur a réduit ses émissions d’arsenic de 54 % entre 2005 et 2018. Toutefois, des dépassements occasionnels des exigences relatives à la qualité des effluents ont été observés, notamment en ce qui concerne les concentrations d’arsenic.

Dans le secteur de la fusion et de l’affinage des métaux communs, les codes de pratique volontaires, comme le Code de pratiques écologiques pour les fonderies et affineries de métaux communs, ont été largement adoptés. Quatre installations ont mis en œuvre intégralement en moyenne 92 % des recommandations qui leur étaient applicables, tandis que les quatre autres ont mis en œuvre 100 % de ces recommandations.

Dans le secteur des pâtes et papiers, les données recueillies à partir des déclarations soumises par les fabriques réglementées et les installations de traitement hors site indiquent que le taux de réussite aux essais de toxicité se maintient en moyenne à 97 % depuis l’an 2000, ce qui témoigne d’un degré élevé de mise en œuvre.

Les données de surveillance actuelles sont-elles suffisantes pour évaluer les résultats environnementaux?

Bien que solides dans certains domaines, les données de surveillance de l’arsenic comportent des limites qui empêchent une évaluation complète des résultats environnementaux. Les lacunes dans la couverture régionale, la variabilité des programmes selon les différents milieux surveillés et la complexité du comportement de l’arsenic dans l’environnement compliquent l’établissement de conclusions définitives.

Les programmes de surveillance de l’air, comme le GAPS et le BGL, se concentrent principalement sur l’Ontario et fournissent peu de données pour les autres régions, tandis que le RNSPA offre une couverture plus étendue, mais comprend peu de mesures de spéciation des PM pour l’arsenic dans la plupart des provinces. Toutefois, les provinces réalisent également leurs propres activités de surveillance et rendent souvent les données accessibles au public, ce qui complète les programmes fédéraux et améliore la couverture globale.

Les programmes de surveillance des milieux aquatiques fournissent des quantités variables de données. Même si les carottes de sédiments offrent des renseignements historiques utiles, leur couverture vise principalement le bassin des Grands Lacs et du fleuve Saint-Laurent et comprend peu d’échantillons provenant des provinces de l’Atlantique et de la Colombie-Britannique. L’absence de données pour d’autres régions limite la compréhension de l’étendue et des sources de l’arsenic présent dans les sédiments et peut faire en sorte que certaines contaminations localisées et leurs effets écologiques passent inaperçus. À l’inverse, la surveillance de l’arsenic dans les eaux de surface et les poissons est solide et couvre une vaste partie du territoire canadien.

La surveillance de l’arsenic dans la faune couvre également plusieurs régions du Canada, avec une attention particulière accordée aux régions arctiques (par exemple le Yukon et les Territoires du Nord-Ouest), aux régions touchées par les activités industrielles (par exemple Yellowknife) et aux milieux marins (par exemple le Nunavut et Terre-Neuve-et-Labrador). La surveillance s’étend également aux régions agricoles et forestières comme la Colombie-Britannique et l’Alberta, ainsi qu’aux milieux d’eau douce tels que les Grands Lacs et le fleuve Saint-Laurent.

Les programmes de surveillance de l’arsenic dans l’environnement ciblent en priorité les zones présentant des risques connus ou potentiels de contamination, notamment les régions touchées par les activités industrielles, l’exploitation minière, l’agriculture ou l’utilisation historique de pesticides. Ces régions sont surveillées parce qu’elles présentent un risque plus élevé d’exposition à l’arsenic, ce qui permet de concentrer les efforts de recherche sur les secteurs où les risques pour l’environnement et la santé humaine sont les plus importants. De plus, certains écosystèmes sensibles, notamment les régions arctiques, sont souvent prioritaires en raison de leur vulnérabilité à la bioaccumulation des contaminants. Cette approche ciblée permet d’utiliser efficacement les ressources en concentrant les efforts là où les risques sont les plus élevés et fournit des renseignements précieux sur les secteurs les plus préoccupants.

L’évaluation de l’approche canadienne en matière de gestion des composés inorganiques de l’arsenic montre que l’objectif environnemental proposé a été atteint dans une large mesure. Même en l’absence d’une stratégie particulière de gestion des risques, des progrès ont été réalisés vers l’objectif consistant à réduire les rejets anthropiques d’arsenic à des niveaux inférieurs à ceux qui entraînent des effets nocifs sur l’environnement. Toutefois, il demeure difficile de repérer tous les sites où plusieurs sources d’arsenic convergent, puisqu’il n’est ni logistique ni économiquement réalisable d’assurer une surveillance exhaustive de l’ensemble du territoire canadien. Certaines régions éloignées ou peu peuplées peuvent abriter une contamination qui demeure inconnue en l’absence d’une surveillance étendue. Ainsi, même si les programmes ciblés constituent une approche pratique, ils risquent de ne pas détecter certaines sources émergentes ou localisées de pollution par l’arsenic situées à l’extérieur des secteurs déjà reconnus comme présentant un risque élevé, ce qui complique l’établissement d’un portrait complet de l’exposition à l’échelle du pays. Par exemple, l’arsenic provenant d’anciennes activités minières dans le Nord de l’Ontario a été transporté vers l’aval dans des lacs et des cours d’eau interconnectés, ce qui a entraîné une augmentation des concentrations dans les sédiments.

En ce qui concerne l’objectif de gestion des risques pour l’arsenic, qui vise à atteindre les plus faibles niveaux possibles de rejets anthropiques de composés inorganiques de l’arsenic sur les plans technique et économique tout en tenant compte des facteurs socioéconomiques, les progrès se poursuivent. Des améliorations ont été observées, particulièrement dans des secteurs comme la production des métaux et des minéraux, où les émissions ont diminué de façon importante grâce à l’adoption de technologies de contrôle de la pollution plus efficaces. Il demeure toutefois essentiel de faire preuve de vigilance et de demeurer proactif afin de maintenir les progrès réalisés et de relever efficacement les nouveaux défis, de manière à soutenir à long terme les objectifs de protection de l’environnement et de la santé publique.

7. Perspectives

Les données recueillies sur l’arsenic permettent de bien comprendre les effets de cette substance dans l’environnement, ainsi que les progrès réalisés grâce aux mesures de gestion des risques. Elles aident également à cerner d’autres interventions qui pourraient contribuer à réduire davantage les risques associés à l’arsenic.

Bien que les recommandations ci-dessous portent principalement sur la gestion de l’arsenic, il importe de reconnaître que cette substance ne représente qu’une des nombreuses priorités dont le gouvernement fédéral assure la gestion. Par conséquent, ces recommandations devraient être examinées et mises en œuvre en complément d’autres programmes pertinents afin d’optimiser l’efficacité des interventions visant l’arsenic et les autres substances préoccupantes.

De façon générale, il demeure important de poursuivre la surveillance des effets de l’arsenic et de limiter les rejets attribuables aux activités humaines. La surveillance est particulièrement importante dans un contexte où la croissance démographique entraîne une hausse de la demande en biens et services dans tous les secteurs industriels, ce qui pourrait accroître les émissions. Il serait également possible d’enrichir les connaissances existantes, notamment en recueillant des données provenant de sources industrielles et résidentielles qui ne sont actuellement pas visées par les exigences de déclaration de l’INRP. Ces renseignements permettraient d’améliorer les estimations utilisées dans les inventaires gouvernementaux des émissions et des rejets. Une telle approche pourrait aider à repérer des problèmes localisés liés à l’arsenic et à mieux comprendre ses effets potentiels sur l’environnement. Des programmes d’inventaire comme l’IEPA pourraient être élargis afin d’inclure l’arsenic et d’estimer les rejets provenant de sources non industrielles. De plus, des programmes comme l’OIPABP pourraient être étendus à d’autres régions géographiques afin de réduire les lacunes dans les données sur le ruissellement des eaux de surface.

7.1 Secteurs industriels

Il est important de maintenir la collecte de données au moyen de programmes de déclaration comme l’INRP. Lorsque cela est possible, il serait également utile d’élargir les activités de collecte de données afin d’inclure les installations industrielles qui ne sont actuellement pas assujetties aux exigences de l’INRP. Cette démarche pourrait permettre de repérer de nouvelles sources de rejets et d’obtenir une meilleure vue d’ensemble. Il est aussi recommandé d’optimiser les méthodes de collecte afin d’améliorer la qualité des données et d’assurer leur continuité d’une année à l’autre, ainsi qu’au fil des modifications apportées aux exigences de déclaration.

Extraction minière

Selon les données de l’INRP, les quantités d’arsenic éliminées sur place ont considérablement augmenté au fil du temps, vraisemblablement en raison de la hausse de la production. Même si ces matières sont actuellement gérées de façon adéquate, leur volume par rapport à la production présente certains risques potentiels. Sans une surveillance rigoureuse, ces déchets pourraient contribuer à la création de futurs sites contaminés hérités du passé. Pour réduire ce risque, il est essentiel d’appliquer des méthodes d’élimination durables qui assurent le confinement sécuritaire des déchets et leur traitement adéquat afin de prévenir toute contamination future. La surveillance et l’application des exigences réglementaires demeurent essentielles pour assurer une gestion adéquate de ces matières et éviter qu’un héritage de pollution ne subsiste après la fermeture des exploitations minières.

Production des métaux et des minéraux

Comme le secteur de la production des métaux et des minéraux constitue la principale source de rejets d’arsenic, les efforts fédéraux de réduction des émissions et des rejets se concentrent sur ce secteur. Dans ce secteur, les activités de fusion et d’affinage représentent la plus grande part des rejets d’arsenic. Les mesures ciblées comprennent notamment des objectifs relatifs aux émissions de matières particulaires ainsi que des exigences de déclaration pour les métaux, y compris l’arsenic, présents dans les émissions atmosphériques et les effluents.

Électricité et combustion

Poursuivre la transition vers des sources d’énergie de remplacement et des sources d’énergie renouvelables afin de maintenir de faibles rejets d’arsenic. Veiller à ce que les matières premières utilisées pour la biomasse soient exemptes de produits chimiques ajoutés et de contaminants.

Eaux usées et biosolides

Les sources possibles d’arsenic dans les eaux usées et les biosolides comprennent l’alimentation humaine, les produits de consommation, la géologie régionale et les rejets industriels. Même si l’adoption des systèmes d’élimination de l’arsenic les plus performants pourrait contribuer à réduire les quantités d’arsenic rejetées dans les plans d’eau après traitement, la priorité devrait demeurer la recherche et la réduction des sources situées en amont. Pour ce faire, il faudrait réaliser une étude tenant compte des sources mentionnées ci-dessus afin de déterminer la contribution relative de chacune d’elles et, lorsque possible, élaborer une stratégie pour y remédier.

Autres sources

Même si aucune mesure additionnelle ne semble nécessaire pour le moment dans les autres secteurs, il est recommandé, lorsque les ressources le permettent, de réaliser des études ciblées sur l’arsenic, possiblement en combinaison avec d’autres métaux, afin de repérer de nouvelles sources de contamination ou des problèmes localisés, particulièrement dans des secteurs comme celui des pâtes et papiers.

7.2 Médias environnementaux

Air

Il est recommandé de poursuivre la surveillance des concentrations d’arsenic dans l’air, particulièrement dans les secteurs caractérisés par une circulation importante ou des activités industrielles. Des recherches supplémentaires sont nécessaires pour déterminer les sources précises d’arsenic à proximité des zones de circulation. L’utilisation d’échantillonneurs passifs à faible coût pourrait être envisagée, lorsque les ressources le permettent, afin d’élargir la couverture géographique de la surveillance de l’arsenic dans l’air, particulièrement dans les régions où les données historiques sont limitées.

Il est également recommandé de continuer à promouvoir la prise en compte des lignes directrices sur la qualité de l’air par l’industrie afin de réduire les rejets d’arsenic, particulièrement dans les zones urbaines et industrielles, et de maintenir ou renforcer les activités de surveillance, selon le cas, afin d’évaluer le rendement des secteurs industriels visés.

Il est aussi recommandé de sensibiliser davantage le public aux effets des feux de forêt sur la qualité de l’air et les rejets d’arsenic, ainsi qu’aux liens entre les changements climatiques et les feux de forêt, et d’encourager l’adoption de mesures de prévention et d’atténuation.

Sédiments

Lorsque les ressources le permettent, il serait utile d’élargir la surveillance des sédiments dans les Grands Lacs et dans d’autres régions touchées pour repérer d’autres secteurs contaminés par l’arsenic. Cette recommandation repose sur les augmentations importantes observées lors de diverses campagnes d’échantillonnage. Il est également recommandé d’assurer une surveillance récurrente dans les secteurs où la pollution est importante.

Eaux de surface

Il est recommandé de poursuivre la surveillance des concentrations d’arsenic dans les océans, les rivières, les lacs et les précipitations, ainsi que dans d’autres milieux situés à proximité des sites préoccupants, afin d’évaluer l’efficacité des mesures déjà en place.

Une surveillance ciblée est particulièrement nécessaire dans les sites où des concentrations élevées d’arsenic ont été observées ou où les concentrations dépassaient les lignes directrices (par exemple le lac Keg au Nunavut, le lac Moira en Ontario et le ruisseau Mitchell en Nouvelle-Écosse).

Poissons

Il est recommandé de poursuivre la surveillance des concentrations d’arsenic dans les poissons, en mettant l’accent sur les profils d’accumulation propres aux espèces et sur les effets potentiels sur la santé, particulièrement dans les secteurs où des concentrations élevées ont été observées.

Biote

Il est recommandé de poursuivre la surveillance de l’exposition de la faune à l’arsenic, particulièrement à proximité de sites contaminés comme les mines abandonnées, afin de repérer les points chauds localisés. Il est également recommandé d’approfondir les recherches sur les effets nocifs de l’arsenic chez différentes espèces et d’acquérir davantage de données sur les formes chimiques de l’arsenic, ainsi que sur leurs taux de formation et de dégradation dans les eaux, les sols, les sédiments et le biote du Canada, particulièrement dans les zones contaminées.

Recommandations générales

Une évaluation de suivi de l’efficacité des mesures de gestion des risques est recommandée d’ici 2035 afin d’évaluer la mise en œuvre de toute nouvelle mesure, lorsque cela est justifié, et de recueillir des données supplémentaires sur la mesure du rendement et l’environnement. Ces données seront essentielles pour les évaluations futures et les efforts de gestion des risques.

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9. Annexe – aperçu des sources de données

9.1 Air – Programme mondial sur l’échantillonnage atmosphérique passif (GAPS)

Le Programme mondial sur l’échantillonnage atmosphérique passif (GAPS), lancé en 2005 puis élargi en 2018 dans le cadre du projet pilote Mégavilles, a pour objectif de fournir des données comparables à l’échelle mondiale sur les polluants organiques persistants (POP), les substances chimiques émergentes et les métaux à l’état de traces. Le programme, qui couvre 60 sites de base dans le monde et 23 mégapoles ou grandes villes, dont Toronto, a élargi sa portée pour évaluer les effets des rejets d’arsenic sur la santé et l’environnement.

L’initiative GAPS produit des données essentielles sur les POP et a récemment permis d’améliorer les méthodes de détection des métaux à l’état de traces dans les mêmes échantillonneurs passifs d’air à disques de mousse de polyuréthane (PUF-PAS). Le projet Mégavilles, qui s’inscrit dans cette initiative, porte sur des centres urbains comme Toronto et recueille des données sur les métaux à l’état de traces depuis 2018. Cet élargissement complète les efforts du programme de base, qui comprennent un échantillonnage exhaustif d’un an réalisé à 41 sites en 2019, bien que l’analyse ait seulement été terminée pour les échantillons de 33 sites. Les plans futurs prévoient un échantillonnage trimestriel à l’ensemble des 60 sites tous les deux ou trois ans.

Dans le cadre d’une initiative complémentaire, l’étude régionale Évaluation de la toxicité des substances organiques présentes dans l’air urbain (ATOUSSA) a été réalisée en 2017 à six emplacements dans la région du Grand Toronto, en Ontario, et a également fourni des renseignements utiles sur les rejets d’arsenic.

9.2 Air – Réseau de contrôle et de surveillance du bassin des Grands Lacs (BGL)

Le Réseau de contrôle et de surveillance du bassin des Grands Lacs (BGL) surveille les POP et d’autres polluants atmosphériques autour des Grands Lacs depuis sa création au début des années 1990. Le programme BGL mesure l’arsenic dans l’air dans le cadre de la surveillance des métaux à l’état de traces. Le programme a conservé des méthodes uniformes de collecte de données pendant plusieurs décennies, ce qui permet de mesurer les tendances de façon robuste.

Trois sites principaux en Ontario, soit Point Petre sur la rive nord du lac Ontario, l’île Burnt sur l’île Manitoulin dans le lac Huron et Egbert, situé à l’intérieur des terres entre les deux autres sites, ont occupé une place centrale dans cette surveillance. Egbert, situé à environ 70 km au nord des grandes zones peuplées et industrielles, sert de point de surveillance suburbain. Point Petre offre quant à lui une perspective plus rurale, puisqu’il se trouve à environ 100 km à l’est. L’île Burnt, le plus éloigné des trois sites, se trouve à environ 400 km au nord-ouest.

Aujourd’hui, des échantillons sont recueillis uniquement à Point Petre. Ce site est important, car il fournit un ensemble de données unique, obtenu au moyen de méthodes uniformes pendant plusieurs décennies, ce qui permet de mesurer les tendances à long terme de façon robuste.

9.3 Air – Réseau national de surveillance de la pollution de l’air (RNSPA)

Le RNSPA a été créé en 1969 pour surveiller et évaluer la qualité de l’air ambiant dans les quartiers canadiens, principalement en milieu urbain. Il s’agit d’un programme conjoint du gouvernement fédéral, des gouvernements provinciaux et territoriaux, ainsi que de certains partenaires gouvernementaux régionaux. Le programme a principalement pour but d’appuyer la définition d’objectifs pancanadiens de qualité de l’air pour les principaux contaminants atmosphériques et, par la suite, de suivre les progrès vers l’atteinte de ces objectifs.

Le RNSPA surveille divers polluants, notamment l’ozone (O₃), les oxydes d’azote (NO/NO2/NOX), le dioxyde de soufre (SO₂), le monoxyde de carbone (CO), les matières particulaires fines et grossières (PM_2,5 et PM_10-2,5), les espèces particulaires, les composés organiques volatils (COV), les composés carbonylés et les composés organiques semi-volatils (COSV), y compris les hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP).

Le RNSPA effectue une surveillance à plus de 200 sites et, en 2023, le programme comprenait 14 sites de spéciation des PM_2,5 à l’échelle nationale. La plupart de ces sites se trouvent dans de grands centres urbains, mais certains sont situés en milieu rural ou dans de plus petites collectivités où des sources industrielles locales ont une incidence sur les PM_2,5.

Dans le cadre d’une étude exhaustive menée de 2015 à 2016 à proximité des routes, des éléments à l’état de traces, dont l’arsenic, ont aussi été mesurés dans les matières particulaires recueillies à trois stations de surveillance proches des routes, établies au centre-ville et près d’une autoroute achalandée à Toronto, ainsi qu’à proximité d’un important corridor de camionnage à Vancouver (Dabek-Zlotorzynska et coll., 2019; Jeong et coll., 2019; Celo et coll., 2021). Ces sites font maintenant partie du programme de spéciation des PM_2,5 du RNSPA.

Les sites ont été choisis de manière à répondre à l’objectif de production de données sur la qualité de l’air représentatives des grands centres de population du Canada, avec des mesures en milieu rural touché par le transport régional ou par des sources de fond (Conseil canadien des ministres de l’environnement, 2019; Guide pratique de surveillance et d’assurance et de contrôle de la qualité du RNSPA, 2019). Des renseignements supplémentaires sur l’emplacement de ces sites et les sources possibles de pollution atmosphérique se trouvent dans plusieurs publications (Celo et coll., 2010; Jeong et coll., 2011, Phillips-Smith et coll. 2017, Dabek-Zlotorzynska et coll. 2019; Jeong et coll., 2019; Jeong et coll., 2020; Celo et coll., 2021; Mamun et coll., 2021).

L’échantillonnage intégré des particules fines (diamètre inférieur à 2,5 µm, PM_2,5) et des particules grossières (diamètre de 2,5 µm à 10 µm, PM_10-2,5) a commencé dans le réseau du RNSPA en 1984. En 2003, le programme de spéciation des PM_2,5 du RNSPA a été lancé pour élargir les activités existantes de surveillance des PM et permettre une mesure exacte de tous les composants importants des PM_2,5 (Dabek-Zlotorzynska et coll., 2011). Dans le cadre de ce programme, l’analyse des éléments à l’état de traces dans les PM_2,5 par ICP-MS, combinée à une digestion acide assistée par micro-ondes, a été ajoutée. La mise en œuvre de cette méthode sensible a permis de mesurer de façon exacte et fiable la concentration d’éléments toxiques, y compris l’arsenic, dans les matières particulaires atmosphériques aux sites de spéciation des PM_2,5 du RNSPA (Celo et coll., 2010). La mesure des métaux hydrosolubles a commencé en 2004, et la mesure des métaux après digestion acide a commencé en 2006.

Le protocole de surveillance du RNSPA a également servi à mesurer les métaux à l’état de traces à sept sites situés à proximité d’activités de traitement des sables bitumineux de 2010 à 2017 (Mamun et coll., 2021; Mamun et coll., 2022). Cette étude faisait partie du volet sur les dépôts atmosphériques renforcés du Programme de surveillance des sables bitumineux du plan mixte de mise en œuvre Canada-Alberta.

Remarque : Les types de sites sont définis comme suit : Exposition de la population générale : sites situés dans une zone urbaine où les populations vivent, travaillent, magasinent et pratiquent leurs loisirs, et qui ne sont pas classés comme sites influencés par des sources liées au transport ou par des sources ponctuelles; Influencé par une source ponctuelle : sites situés à proximité (<10 km) d’une importante source fixe de rejets dans une zone urbaine; Influencé par une source liée au transport : sites situés à moins de 100 m d’une route importante ou influencés par des véhicules et moteurs hors route, ou par des sources ferroviaires, maritimes ou aériennes dans une zone urbaine; Fond régional : sites situés à l’extérieur d’une zone urbaine; Les descriptions de l’urbanisation sont fondées sur ce qui suit : Grande zone urbaine : grand centre de population (population ≥ 100 000); Zone urbaine moyenne : centre de population moyen (population de 30 000 à 99 999); Petite zone urbaine : petit centre de population (population de 1 000 à 29 999); Zone non urbaine (rurale) : zone non urbaine (population <1 000).

9.4 Sédiments – Surveillance des sédiments des Grands Lacs

ECCC joue un rôle central dans l’évaluation de la qualité des sédiments de grands plans d’eau canadiens. Il supervise activement les évaluations de la qualité des sédiments du fleuve Saint-Laurent depuis le début des années 2000 et celles des Grands Lacs depuis le début des années 2010, avec la collecte d’échantillons de métaux, comme l’arsenic, et d’autres substances. Les bases historiques de cette initiative de surveillance reposent sur des programmes comme le Plan d’action Saint-Laurent (PASL) et le Plan d’action des Grands Lacs (PAGL). Ces premières activités fournissent des données utiles sur la répartition spatiale et temporelle de l’arsenic, ce qui aide à comprendre le contexte et à repérer les zones où les concentrations sont élevées.

Des bases de données exhaustives préservent l’héritage de ces projets. Par exemple, la base de données nationale sur la qualité de l’eau (NAQUA) archive des données sur l’arsenic dans les Grands Lacs depuis 1968. Plus récemment, le PGPC a enrichi ces bases de données grâce à des données contemporaines sur les concentrations d’arsenic dans les sédiments des bassins versants de l’Atlantique et du Pacifique. Bien que les Grands Lacs et le fleuve Saint-Laurent aient fait l’objet d’une surveillance approfondie, les autres bassins versants canadiens ont été soumis moins souvent à des évaluations de la qualité des sédiments en ce qui concerne l’arsenic. Toutefois, le programme du PGPC lancé en 2008 a cherché à combler cette lacune. Dans le cadre du PGPC, des échantillons de sédiments ont été recueillis dans diverses provinces entre 2011 et 2014, ce qui a élargi la compréhension de la répartition des substances dans ces régions.

La présence d’arsenic dans les sédiments aquatiques suscite une préoccupation importante, car cette substance provient à la fois de phénomènes naturels et d’activités humaines. Compte tenu des répercussions potentielles de concentrations élevées d’arsenic sur l’environnement et la santé, une surveillance uniforme demeure primordiale.

Les premières campagnes systématiques de collecte de sédiments ont eu lieu en 1968 dans le lac Ontario et en 1969 dans le lac Huron, puis en 1971 dans le lac Érié, et en 1973 dans la baie Georgienne et le lac Supérieur. La majorité des échantillons ont été analysés pour les métaux, avec un accent sur le mercure (Kemp et Thomas, 1976; Kemp et coll., 1978).

Une deuxième grande campagne d’échantillonnage a eu lieu près de 30 ans plus tard, avec des sédiments prélevés dans les lacs Ontario et Érié en 1997 et 1998 (Marvin et coll., 2003; Painter et coll., 2001), ainsi que dans les lacs Sainte-Claire, Supérieur et Huron et dans la baie Georgienne en 2001 et 2002 (Gewurtz et coll., 2007; Gewurtz et coll., 2008). En plus des métaux, les substances ciblées à cette époque comprenaient les biphényles polychlorés (BPC), les dioxines et les furanes, les HAP et certaines substances organochlorées, comme le pesticide DDT.

Enfin, ECCC a prélevé des sédiments superficiels et des carottes de sédiments dans le lac Érié, le lac Sainte-Claire et la rivière Détroit en 2013 et 2014, dans le lac Supérieur en 2016, dans le lac Huron, la baie Georgienne et la rivière Sainte-Marie en 2017, ainsi que dans le lac Ontario en 2018 et 2019. La majorité des échantillons ont été analysés pour les métaux, les BPC, les pesticides organochlorés et les HAP. Plusieurs analyses de substances d’intérêt émergent, comme les polybromodiphényléthers (PBDE), les substances alkylées perfluorées et polyfluorées (SPFA), les antioxydants, les phtalates, le triclosan et le bisphénol A (BPA), ont également été réalisées dans le cadre du PGPC.

Les premières campagnes d’échantillonnage des sédiments dans le fleuve Saint-Laurent ont été menées en 1976 pour l’ensemble du fleuve, de Cornwall à Québec, et en 1979 au lac Saint-François par des groupes de recherche associés à Environnement Canada (Sérodes, 1978; Sloterdijk, 1985). Ces travaux avaient principalement pour but de mieux comprendre la dynamique sédimentaire du fleuve Saint-Laurent et de dresser un premier portrait de la contamination par les métaux (métaux totaux), avec un accent sur le mercure. Pour le lac Saint-François, ils devaient également permettre de déterminer l’étendue de la contamination par les BPC.

Ce n’est qu’au milieu des années 1980 que des campagnes d’échantillonnage systématiques ont eu lieu dans le lac Saint-Louis (1985), le lac Saint-Pierre (1986), le Petit Bassin de La Prairie (1987), le lac Saint-François, ainsi que les ports nationaux de Montréal, de Trois-Rivières et de Québec (1989). Financé par le PASL, cet échantillonnage avait pour but d’établir l’état de la contamination par les métaux, les BPC et les HAP pour l’ensemble du fleuve Saint-Laurent, de délimiter les zones critiques préoccupantes pour la vie aquatique et d’élaborer des scénarios de restauration des sédiments dans certains secteurs (Champoux et Sloterdijk, 1988; Hardy et coll., 1991a et b; Lorrain et Jarry, 1993; Procéan inc., 1990; G.D.G. Environnement Ltée, 1990).

Les travaux de collecte ont commencé au lac Saint-François en 1999 et ont été répétés en 2008 et 2018 (Pelletier et Lepage, 2003; Pelletier, 2010; Pelletier, 2020). Pour les sédiments du lac Saint-Louis, l’échantillonnage a eu lieu en 2003 et en 2015 (Pelletier, 2009; Pelletier, 2019), tandis que le lac Saint-Pierre a été visité en 2003 et en 2013 (Pelletier, 2008; Pelletier, 2018). En plus des lacs fluviaux, des échantillons ont aussi été recueillis dans le lac des Deux Montagnes (2008), dans l’estuaire supérieur (2009), dans la région de Québec (2012) et, enfin, en 2014, dans le Petit Bassin de La Prairie. À noter que ces données ne sont pas publiées, sauf celles de la région de Québec présentées dans Pelletier et Blais (2018). Tous ces travaux avaient pour but de déterminer l’évolution de la dispersion spatiale des contaminants et d’établir la tendance temporelle afin d’évaluer l’efficacité des mesures environnementales mises en place depuis la fin des années 1980. Il convient de souligner qu’un grand nombre des échantillons recueillis au cours de la dernière décennie ont servi de base aux analyses des substances d’intérêt émergent ciblées par le PGPC.

9.5 Eaux de surface

9.5.1 Eau – Surveillance de l’arsenic dans les cours d’eau canadiens

La Loi sur les ressources en eau du Canada exige que le gouvernement du Canada, en collaboration avec les provinces, effectue une surveillance de la qualité de l’eau au Canada afin de déterminer l’état et les tendances de la qualité de l’eau dans le pays. ECCC effectue une surveillance des métaux dans les eaux de surface partout au Canada depuis 1986. Les principaux paramètres de qualité de l’eau surveillés dans le cadre du programme comprennent plusieurs paramètres physicochimiques (température, pH, conductivité spécifique, turbidité et cations), les nutriments et les métaux. L’arsenic figure parmi les métaux surveillés dans les eaux de surface depuis le lancement du programme.

Historiquement, les programmes de surveillance de l’eau étaient conçus et mis en œuvre à l’échelle régionale; les protocoles d’échantillonnage, les méthodes analytiques et les stratégies de sélection des sites variaient d’un bassin versant ou d’une région à l’autre. Plus récemment, des efforts ont permis de coordonner la surveillance des métaux à l’échelle nationale afin que les sites du réseau de base fassent l’objet d’une surveillance régulière et que les méthodes d’échantillonnage et d’analyse soient davantage normalisées partout au pays. Ce réseau de base comprend 220 sites de surveillance à long terme et couvre divers types d’utilisation des terres, notamment des sites urbains, agricoles, forestiers et de référence. Le réseau met l’accent sur des sites d’intérêt fédéral, notamment les voies navigables internationales et transfrontalières, les terres fédérales, les voies navigables associées à des ouvrages fédéraux, ainsi que les voies navigables présentant un risque élevé de dégradation de la qualité de l’eau ou de l’état écologique. Par conséquent, le réseau ne représente pas nécessairement toute la gamme des conditions observées au pays, mais plutôt la diversité des conditions aux sites surveillés. Par exemple, les rivières intérieures de l’Ontario font uniquement l’objet d’une surveillance par le gouvernement provincial.

En plus de ces sites de base surveillés à long terme, plusieurs centaines d’autres sites ont fait l’objet d’une surveillance des métaux pendant des périodes plus courtes. Certains de ces sites sont associés à des sources ponctuelles de rejets métalliques, comme les exploitations minières, les installations de production d’électricité, les fonderies et d’autres sources industrielles.

La présente évaluation de l’arsenic dans les eaux de surface canadiennes n’inclut pas ces séries de données de courte durée dans l’analyse pancanadienne, puisque le réseau de surveillance de la qualité de l’eau à long terme ne correspond pas à ces sources ponctuelles industrielles et que les ensembles de données de courte durée ne permettent pas d’effectuer des analyses des tendances temporelles. Toutefois, dans certains cas, ces ensembles de données de courte durée ont servi à examiner des questions particulières.

9.5.2 Eau – Chenaux interlacustres des Grands Lacs

ECCC a commencé la surveillance de la qualité de l’eau dans les chenaux interlacustres des Grands Lacs avec l’établissement d’un site d’échantillonnage fixe sur la rivière Niagara à Niagara-on-the-Lake en 1975. Au cours de la décennie suivante, d’autres sites ont été ajoutés sur le fleuve Saint-Laurent à l’île Wolfe (1976), en amont sur la rivière Niagara à Fort Érié (1983), ainsi qu’à Point Edward et Port Lambton sur la rivière Sainte-Claire (1986).

La surveillance de la qualité de l’eau dans les chenaux interlacustres s’inscrit dans l’engagement d’ECCC à l’égard de l’AQEGL, sous l’égide de la Commission mixte internationale (CMI, 1989). Plus précisément, cette surveillance a pour but de faciliter l’évaluation de l’efficacité des programmes de lutte contre la pollution mis en œuvre dans le bassin des Grands Lacs. Les données produites servent à repérer les dépassements des recommandations relatives à la qualité de l’eau, à évaluer l’état actuel de la qualité de l’eau et à examiner les tendances.

9.5.3 Eau – Eaux des Grands Lacs

L’arsenic est mesuré avec d’autres paramètres préoccupants dans les Grands Lacs laurentiens, un important système aquatique transfrontalier partagé par le Canada et les États-Unis, dans le cadre de l’AQEGL. Il fait partie d’un ensemble de métaux surveillés dans le cadre du Programme de surveillance des Grands Lacs (PSGL), le programme de surveillance à long terme de la qualité de l’eau d’ECCC effectué à bord de navires. Les tendances spatiales de la qualité de l’eau peuvent être déterminées au moyen du réseau du PSGL. Des échantillons sont prélevés dans les milieux littoraux et extracôtiers, dans les eaux canadiennes et américaines, à l’exception de la campagne de 2019 dans le lac Supérieur, où seules les eaux canadiennes ont été échantillonnées. En utilisant uniquement les stations extracôtières, où les sites sont soustraits à la variabilité liée aux sources du bassin versant, il est possible de détecter des tendances temporelles qui pourraient ne pas être évidentes dans les tributaires et les eaux littorales. La surveillance des contaminants dans les eaux extracôtières des Grands Lacs constitue donc une méthode efficace pour détecter les tendances au fil du temps dans le milieu aquatique.

Dans le cadre du PSGL, les métaux totaux sont mesurés au moyen de techniques ultrapropres destinées à l’analyse des traces, compte tenu de la grande capacité de dilution des lacs et du risque de contamination à l’état de traces durant la manipulation des échantillons. Depuis 2003, les techniques de surveillance et les méthodes de laboratoire ont suffisamment progressé pour que les données permettent de démontrer de façon fiable les tendances spatiales et temporelles dans les eaux des Grands Lacs.

9.5.4 Eau – Précipitations dans le bassin des Grands Lacs

Des stations de surveillance des précipitations ont été établies dans le bassin des Grands Lacs dans le cadre du Réseau de mesure des dépôts atmosphériques (RMDA), un réseau binational conçu pour assurer toute l’année la surveillance de l’air et des précipitations dans le bassin des Grands Lacs. Bien que le RMDA ait été abandonné, certaines activités se poursuivent dans le cadre des programmes de surveillance des Grands Lacs d’ECCC. Les concentrations mesurées dans les précipitations servent à évaluer les tendances spatiales et temporelles ainsi qu’à produire des estimations des charges atmosphériques.

9.6 Biote – Programme de surveillance des contaminants chez les poissons (PSCP)

Le Programme de surveillance des contaminants chez les poissons (PSCP) a été lancé en 1976 et portait initialement sur le réseau des Grands Lacs. En 2006, le PSCP a élargi sa portée aux régions situées à l’extérieur des Grands Lacs, ce qui lui a donné une portée nationale. Le programme a également commencé à surveiller les tendances des polluants prioritaires et des substances chimiques émergentes préoccupantes dans le cadre du PGPC.

Outre les Grands Lacs, le programme surveille des sites moins influencés par les zones urbaines dans le Nord, des sites exposés aux effluents agricoles, aux activités forestières et minières dans les provinces des Prairies, en Colombie-Britannique et en Ontario, ainsi que des sites situés à proximité de zones à forte densité de population et d’activités industrielles.

La collecte de données est principalement assurée par le personnel d’ECCC. À certains endroits, le biote aquatique est également recueilli par des organismes provinciaux, étatiques et fédéraux, des groupes autochtones et le public.

Le principal objectif du Programme de surveillance des contaminants chez les poissons consiste à déterminer les concentrations de contaminants dans les écosystèmes d’eau douce afin de mieux comprendre la bioaccumulation des contaminants, y compris l’arsenic, chez les organismes aquatiques. Les poissons prédateurs de haut niveau trophique, comme le touladi et le doré jaune, constituent les principaux indicateurs, en raison de leur capacité à accumuler des concentrations élevées de certains métaux et de leur présence partout au Canada. Ils fournissent des renseignements sur l’état des écosystèmes aquatiques et les risques possibles pour la santé humaine.

Le PSCP a été lancé en 1976. Son objectif consistait à recueillir divers échantillons biologiques dans les milieux d’eau douce afin de déterminer les concentrations de contaminants dans les écosystèmes. Le PSCP a évolué au fil du temps. À l’origine, il faisait partie du Programme de surveillance des contaminants de Pêches et Océans Canada. L’objectif principal du programme consistait à produire des rapports annuels sur l’état et les tendances des substances chimiques toxiques dans le réseau des Grands Lacs à partir de l’analyse des concentrations de contaminants persistants dans les échantillons de sédiments et de poissons recueillis dans l’ensemble du bassin. Une partie des échantillons recueillis sur le terrain a été intégrée à la Banque d’échantillons des pêches des Grands Lacs, aujourd’hui appelée Banque nationale d’échantillons biologiques aquatiques (BNEBA). Une partie des échantillons recueillis chaque année sur le terrain continue d’être archivée dans la BNEBA, ce qui permet l’analyse rétrospective de substances préoccupantes dans le biote aquatique partout au Canada. Le PSCP fait partie des engagements du Canada au titre de l’AQEGL, en vertu de l’annexe 11 (Surveillance et suivi) et de l’annexe 12 (Substances toxiques persistantes). Chaque année, de deux à quatre sites extracôtiers sont surveillés dans chacun des Grands Lacs, à l’exception du lac Michigan.

En 2006, le PSCP, les archives de tissus et le personnel associé ont été transférés à ECCC. Au même moment, le programme a élargi sa portée aux régions situées à l’extérieur des Grands Lacs et est devenu un programme national. De 2006 à 2015, des échantillons de biote provenant de nombreux sites d’eau douce partout au Canada ont été recueillis et intégrés au PSCP dans le cadre du Programme de réglementation de la qualité de l’air. Ces travaux portaient principalement sur l’évaluation des concentrations de mercure et d’autres contaminants présents dans l’environnement à la suite des dépôts atmosphériques. Toujours en 2006, le PSCP a commencé à recueillir et à analyser des échantillons de biote afin de surveiller les tendances des polluants prioritaires et d’assurer la surveillance des substances chimiques émergentes préoccupantes dans le cadre du PGPC.

Remarque : Les sites de surveillance actuels sont indiqués par un astérisque.

9.7 Biote – faune

Les concentrations d’arsenic dans les tissus de la faune proviennent du Programme de lutte contre les contaminants dans le Nord (PLCN), du PGPC et d’articles scientifiques publiés.

Le PLCN, dirigé par Relations Couronne-Autochtones et Affaires du Nord Canada, est une initiative globale dont l’objectif consiste à surveiller et à évaluer la présence et les effets des contaminants dans l’Arctique canadien. Le programme met principalement l’accent sur les contaminants transportés sur de longues distances jusqu’à l’Arctique à partir d’autres régions du monde.

L’objectif principal du PLCN consiste à protéger la santé et le bien-être de l’écosystème arctique et de ses habitants. Grâce à la collecte de données sur des contaminants comme l’arsenic, le programme cherche à mieux comprendre les sources, les voies de transport et les effets de ces contaminants sur la faune et, par extension, sur les communautés autochtones qui dépendent de ces animaux pour leur subsistance et leurs pratiques culturelles.

Les activités de surveillance couvrent diverses régions de l’Arctique canadien, notamment le nord et le centre du Yukon, ainsi que l’ouest du Nunavut. La collecte de données se poursuit depuis plusieurs années. Certaines séries de données, comme celle du troupeau de caribous de la Porcupine, s’étendent de 1993 à 2021, ce qui en fait l’une des plus longues périodes de surveillance de l’arsenic dans la faune.

Le programme couvre un large éventail d’espèces animales qui reflètent la diversité de l’écosystème arctique. Cela comprend :

• des mammifères terrestres comme le caribou, l’orignal et la souris sylvestre;
• des mammifères marins comme le phoque annelé et l’ours polaire;
• des oiseaux, en particulier diverses espèces de goélands, l’eider à duvet et des oiseaux terrestres comme l’étourneau sansonnet;
• des amphibiens, notamment la grenouille des bois et la grenouille léopard du Nord;
• des reptiles comme la tortue serpentine.

* échantillon unique composé de cinq individus regroupés.

** données de Relations Couronne-Autochtones et Affaires du Nord Canada (RCAANC) dans le cadre de la surveillance du Programme de lutte contre les contaminants dans le Nord (PLCN).

*** Bien qu’ils soient désignés ici comme des oiseaux aquatiques, ces oiseaux pourraient aussi être considérés comme des oiseaux marins, selon leur lieu d’alimentation, puisque les colonies se trouvent dans un milieu estuarien.

Remarque : Les sources de données correspondent aux noms des responsables de projets d’ECCC qui ont fourni les données. Le type de moyenne renvoie à la méthode de calcul fondée sur les concentrations exprimées en poids sec (p.s.) ou en poids humide (p.h.); sexe : mâle (M), femelle (F), inconnu (I), information non disponible (s. o.); n : nombre d’échantillons. Les facteurs de conversion des concentrations en poids humide en concentrations en poids sec sont présentés au tableau 10 ci-dessous.

9.8 Eaux usées – effluents municipaux

Le programme de surveillance des eaux usées a généré depuis 2009 un vaste ensemble de données sur les concentrations de substances chimiques dans les affluents, les effluents et les biosolides des eaux usées. Les concentrations d’arsenic ont récemment été mesurées dans des échantillons d’influent brut, d’effluent final et de biosolides traités prélevés dans 27 STEU en 2018, 2019 et 2021. Les concentrations d’arsenic avaient déjà été mesurées et déclarées dans l’influent brut, l’effluent final et les biosolides traités prélevés dans 25 STEU échantillonnés entre 2009 et 2012 pendant les saisons chaude et froide (Wong et Smyth, 2016).

Sélection des stations de traitement des eaux usées (STEU)

Critères de sélection : L’étude comprenait 27 STEU sélectionnées pour représenter un large éventail de technologies de traitement et une diversité géographique à l’échelle du Canada. La sélection visait à rendre compte des variations de l’efficacité de l’élimination de l’arsenic selon les différents types de systèmes de traitement des eaux usées, depuis les systèmes simples à lagunes jusqu’aux installations avancées d’élimination des nutriments. Cette sélection diversifiée aide à comprendre l’efficacité des différents procédés de traitement pour l’élimination de l’arsenic.

Anonymat et représentativité : L’anonymat des STEU participantes était garanti. Elles étaient identifiées uniquement par leur procédé de traitement et leur échelle d’exploitation. Cette approche a favorisé la participation des STEU tout en assurant la confidentialité des données. Les installations sélectionnées pour l’étude étaient représentatives des scénarios typiques de traitement des eaux usées au Canada et couvraient une gamme de tailles et de technologies afin que les résultats soient largement applicables.

9.9 Air, eau, sol – Inventaire national des rejets de polluants

L’Inventaire national des rejets de polluants (INRP) est un système exhaustif de déclaration industrielle au Canada qui permet de suivre et de divulguer de l’information sur les rejets, les éliminations et les transferts de polluants. Géré par ECCC, l’INRP joue un rôle essentiel dans la promotion de la transparence et de la responsabilisation en matière de pratiques environnementales. Il exige que les installations industrielles de divers secteurs déclarent leurs rejets de substances désignées, notamment des produits chimiques toxiques, des métaux lourds et des matières dangereuses.

L’un des principaux avantages de l’INRP est la base de données accessible au public qu’il maintient. Les données déclarées sont compilées et mises à la disposition du public, ce qui facilite l’accès à l’information sur les rejets de polluants dans différentes régions et différents secteurs. Cette accessibilité permet aux citoyens, aux collectivités, aux chercheurs et aux décideurs d’analyser les données et de prendre des décisions éclairées concernant les enjeux environnementaux.

En ce qui concerne la composante écologique de l’EMR de l’arsenic, l’INRP constitue une source de données précieuse. L’arsenic, étant une substance toxique, figure parmi les substances désignées déclarées à l’INRP. En utilisant les données de l’INRP, les évaluateurs peuvent estimer les quantités d’arsenic rejetées dans l’environnement, notamment dans l’air, l’eau et le sol. Ces renseignements peuvent aider à repérer les zones ou les secteurs industriels où les rejets d’arsenic sont importants et à orienter l’élaboration de stratégies d’atténuation visant à protéger les écosystèmes.

Afin d’améliorer la clarté et la transparence, le tableau suivant présente une correspondance entre les regroupements industriels utilisés dans le présent rapport et les sous-catégories correspondantes de l’INRP. Dans plusieurs cas, les secteurs présentés dans le rapport, tels que « production de métaux et de minéraux » ou « exploitation minière », ne correspondent pas directement à des catégories de l’INRP, mais constituent plutôt des regroupements de plusieurs secteurs définis par l’INRP. Ce tableau vise à faciliter l’interprétation des données en illustrant la correspondance entre chaque secteur propre au rapport et les classifications sectorielles normalisées de l’INRP.