Atelier sur la recherche des causes : mines de métaux : chapitre 8

Séance 4 : Outils et approches pour réaliser les études de recherche des causes

• Mise au point sur l'utilisation de poissons en captivité dans les études de suivi des effets sur l'environnement
• Mesures de toxicité in situ et bioaccumulation de contaminants chez des amphipodes en cage exposés à de l'eau et à des sédiments pour la recherche des causes dans le cadre des études de suivi des effets sur l'environnement des mines de métaux
• Protocoles d'expérience utilisant des bassins artificiels (mésocosmes) pour étudier les causes des effets des effluents de mines de métaux
• Les évaluations de données sur la réduction de la toxicité comme outil pour la recherche des causes - études de cas sur les mines
• Essais biologiques sur le cycle de vie du Méné à grosse tête pour évaluer les effets des effluents complexes
• Utilisation de modèles de bioaccumulation pour prédire la toxicité des métaux dissous
• Quantification des effets cumulatifs des facteurs d'agression multiples : utilisation de l'analyse de redondance
• Distinguer la qualité actuelle de l'effluent de la contamination historique en utilisant un outil de surveillance en laboratoire axé sur la recherche des causes
• Utilisation et application de dispositifs permettant la transplantation de communautés benthiques (dispositifs BTD) dans le cadre des études de suivi des effets sur l'environnement
• Est-ce que la récupération biologique devrait justifier une étude de recherche des causes en présence d'impacts reliés aux pratiques du passé et dans le contexte de la fermeture imminente de la mine?

Mise au point sur l'utilisation de poissons en captivité dans les études de suivi des effets sur l'environnement

Introduction

L'évaluation de l'exposition aux effluents est un problème de longue date, que ce soit pour le Programme d'ESEE des mines de métaux ou pour celui des fabriques de pâtes et papiers. Par surcroît, certaines situations où s'exerce une influence de facteurs de confusion en raison de contaminants de multiples sources compliquent le travail. Nous avons exploré d'autres façons d'évaluer les effets potentiels des effluents, mais nous n'avons pas retenu la captivité, à cause des effets interactifs du stress sur les poissons en cage (Courtenay et al., 2002). Nous avions déjà avancé que les poissons de petite taille dont le domaine vital est plus restreint pouvaient être moins susceptibles de ressentir un certain stress et, par le fait même, convenir davantage à des études en captivité. Des méthodes normalisées ont également été présentées (Palace et al., 2005). À l'occasion d'un atelier tenu en 2004 à Fredericton, au Nouveau Brunswick, le comité scientifique des ESEE a recommandé que le stress physiologique soit systématiquement évalué chez des poissons en captivité avant que cette technique puisse être considérée comme étant une option valable pour les études sur les poissons sauvages aux fins des programmes d'ESEE. Il a été suggéré que le fait de démontrer que des alevins pouvaient croître en captivité sans contrainte, représentait une mesure adéquate. Par conséquent, deux études distinctes menées sur le terrain en 2004 et 2005 ont évalué la croissance, la condition, le développement des gonades et l'alimentation chez deux espèces de petits poissons, le Mulet perlé (Margariscus margarita) et le Méné ventre citron (Phoxinus neogaeus), maintenues en captivité dans un système d'eau douce pendant de courtes périodes.

Matériel et méthodes

a) Expérience no 1
En mai 2004, des jeunes Mulets perlés ont été capturés dans un système d'eau douce de référence à l'aide de verveux et de nasses à ménés appâtées. Après la capture, les poissons ont été anesthésiés, mesurés, pesés et répartis au hasard dans huit cages, comme l'ont décrit Palace et al. (2005). Quatre des cages ont été déployées sur le site de référence, tandis que les quatre autres cages ont été déployées dans un site en aval exposé à l'effluent final d'une mine d'or en exploitation (Doebel, 2006). Les cages ont été placées en contact avec les sédiments, de sorte que la partie supérieure de chaque cage était située à environ 0,5 m de la surface de l'eau. Vingt autres poissons ont été immédiatement anesthésiés, pesés et congelés sur de la glace sèche. Deux semaines après la mise en place initiale des cages, huit autres cages ont été mises en place en suivant la même méthode. Par conséquent, 16 cages au total étaient déployées sur les deux sites (huit dans la zone exposée, huit dans la zone de référence). De même, 20 juvéniles résidants ont été capturés, pesés, mesurés et congelés, afin de permettre de déterminer la condition de la population source au début de la deuxième période de mise en captivité. Quatre semaines après la mise en place des premières cages, les poissons contenus dans les 16 cages ont été récupérés, anesthésiés, pesés, mesurés et congelés. Ainsi, quatre cages de chaque site avaient été en place pendant deux semaines, et quatre cages de chaque site avaient été en place pendant quatre semaines. Vingt autres juvéniles résidants ont été capturés à la fin de la période de mise en captivité.

b) Expérience no 2
Étant donné que la population du Mulet perlé n'était pas abondante au moment de réaliser l'expérience no 2, il a été remplacé par le Méné ventre citron juvénile qui a été mis en cage au site de référence et au site d'exposition au cours du printemps 2005. Toutes les méthodes étaient identiques à celles utilisées dans l'expérience no 1, à l'exception de ce qui suit : i) les poissons étaient maintenus en cage pendant quatre semaines seulement; ii) deux cages ont été déployées par traitement au lieu de quatre; iii) les traitements consistaient en deux densités de mise en cage (cinq poissons par cage ou dix poissons par cage) sur le site de référence et sur le site d'exposition, pour un total de quatre traitements. Seulement deux groupes de poissons résidants ont été capturés pour cette expérience (soit une fois lors du déploiement des cages et une fois lors de l'enlèvement des cages).

c) Critères
Le coefficient de condition (K) a été calculé comme étant K = (poids de l'organisme entier / [longueur3]) × 100. La variation du poids en pourcentage a été calculée en utilisant le poids initial et le poids final. Des analyses de l'alimentation ont été réalisées pour l'expérience no 1 seulement. Le contenu des intestins a été analysé chez 12 Mulets perlés résidants au site de référence au début et à la fin des périodes de mise en cage (36 poissons au total) ainsi que chez trois poissons de chaque cage. Pour cette analyse, les viscères ont été disséqués et conservés dans 3 ml d'éthanol à 70 % avant la pesée et le dénombrement au genre par un laboratoire commercial indépendant (Doebel, 2006).

Résultats et analyse

Par rapport aux poids initiaux mesurés au moment de la capture, les poissons ont perdu du poids aux deux sites et pour les deux périodes de captivité (figure 1). En général, les pertes de poids et la dégradation de la condition étaient supérieures au site de référence comparativement au site d'exposition. Aucune différence n'a été observée pour le K chez les poissons en cage au site d'exposition entre les périodes de deux et quatre semaines, ce qui indique que le K semble se stabiliser après deux semaines à ce site.

Figure 1 : Pourcentage moyen ± erreur-type de perte de poids chez les Mulets perlés juvéniles en captivité sur le site de référence ou sur le site exposé à l'effluent minier pendant deux ou quatre semaines
La figure 1 est un diagramme à barres illustrant le pourcentage moyen ± erreur-type de perte de poids chez les mulets perlés juvéniles mis en cage au site de référence ou au site exposé à l'effluent minier pendant deux ou quatre semaines. Les barres vides représentent une durée de traitement de deux semaines, tandis que les barres pleines représentent une durée de traitement de quatre semaines.

La moins bonne condition et la croissance plus lente parmi les poissons gardés en captivité n'ont pas semblé être le résultat d'une quantité limitée de nourriture. En fait, le poids du contenu intestinal était supérieur chez les poissons résidants comparativement aux deux groupes de poissons maintenus en cage pendant deux semaines, tandis que la situation était inversée chez les poissons maintenus en cage pendant quatre semaines (figure 2).

Figure 2 : Poids moyen ± erreur-type du contenu intestinal (en grammes) par gramme de poids corporel chez les Mulets perlés juvéniles capturés sur le site de référence ou gardés en captivité sur le site de référence ou sur le site exposé à l'effluent minier pendant deux ou quatre semaines
La figure 2 est un diagramme à barres montrant le poids moyen ± erreur-type du contenu intestinal (en grammes) par gramme de poids corporel chez les mulets perlés juvéniles capturés au site de référence ou gardés en cages au site de référence ou au site exposé à l'effluent minier pendant deux ou quatre semaines. Le contenu des intestins des poissons résidents est mesuré au début de la captivité et à la fin de la captivité, en amont et en aval.

Cependant, il est possible que les poissons gardés en captivité aient eu accès à de la nourriture de moins bonne qualité comparativement aux poissons libres. Des larves de chironomes ont été davantage observées dans l'intestin des poissons résidants et des poissons maintenus en cage au site situé en amont, tandis que les intestins des poissons du site exposé contenaient une proportion supérieure d'arachnides (données non illustrées). Des études plus approfondies seront nécessaires pour déterminer si cette situation a une incidence sur la stabilisation du K après deux semaines chez les poissons gardés en captivité sur le site exposé.

Figure 3 : Pourcentage moyen ± erreur-type de perte de poids chez les Mulets perlés juvéniles maintenus en cage sur le site de référence ou sur le site exposé à l'effluent minier pendant quatre semaines à des densités de cinq ou dix poissons par cage
La figure 3 est un diagramme à barres illustrant le pourcentage moyen ± erreur-type de perte de poids chez les mulets perlés juvéniles gardés en cage au site de référence ou au site exposé à l'effluent minier pendant quatre semaines, à des densités de cinq ou dix poissons par cage. La densité de cinq poissons par cage est représentée par les barres vides, tandis que les barres pleines représentent la densité de dix poissons par cage.

Tout comme ce qui a été observé au cours de l'expérience no 1, tous les poissons gardés en captivité ont perdu du poids au cours de l'expérience no 2 (figure 3). Bien qu'il semble que cet effet soit plus prononcé chez les poissons gardés en captivité dans les cages contenant dix poissons que chez ceux gardés dans les cages contenant seulement cinq poissons, aucune différence significative n'a été observée entre les deux durées de captivité. Les prochaines études devraient définir clairement les différences alimentaires potentielles sur les sites de captivité pour toute la durée de mise en cage, et elles devraient aussi déterminer la densité optimale de mise en captivité permettant un accès adéquat aux proies privilégiées.

Références

Courtenay, S.C., K.R. Munkittrick, H.M.C. Dupus, R. Parker et J. Boyd. 2002. « Quantifying impacts of pulp mill effluent on fish in Canadian marine and estuarine environments: Problems and progress », Water. Qual. Res. J. Can., 37 : 79-99.
Doebel, C. 2006. « The utility of the caged fish method in the Canadian Metal Mining Environmental Effects Monitoring Program ». Université Queen's, Département de biologie. 97 pages. Mémoire de maîtrise.
Palace, V.P., C. Doebel, C.L. Baron, R.E. Evans, K.G. Wauiter, J.F. Klaverkamp, J. Werner et S. Kollar. 2005. « Caging small bodied fish as an alternative method for environmental effects monitoring (EEM) », Wat. Qual. Res. J. Can., 40 : 328-333.

Questions/Discussion

Q : Y a-t-il une raison expliquant pourquoi le Mulet de lac obtenait de meilleurs résultats sur le plan de la condition et de la survie comparativement au Méné à tache noire?
R : Les plus gros poissons sont soumis au stress de confinement pendant plus longtemps.

Mesures de toxicité in situ et bioaccumulation de contaminants chez des amphipodes en cage exposés à de l'eau et à des sédiments pour la recherche des causes dans le cadredes études de suivi des effets sur l'environnement des mines de métaux

Introduction

Évaluation des invertébrés benthiques dans le cadre d'ESEE
L'évaluation des effets écologiques attribuables aux rejets industriels sur le milieu récepteur est habituellement effectuée à partir de mesures de la toxicité des eaux et des sédiments à l'aide de tests en laboratoire, de relevés de terrain sur les communautés d'invertébrés benthiques résidants, et enfin, de l'évaluation de la santé des individus ou de populations choisies de poissons et d'espèces sauvages. Même si les résultats finaux de ces méthodes offrent une caractérisation complète des réactions aux contaminants et autres agents d'agression, il reste des difficultés pour relier les agents d'agression précis aux réponses obtenues pour des scénarios réalistes d'exposition environnementale. Par exemple, un des volets du Programme national des études de suivi des effets sur l'environnement (ESEE) du Canada, pour l'industrie des mines de métaux, consiste à évaluer l'état des communautés d'invertébrés benthiques dans les zones exposées aux effluents rejetés par des exploitations minières. L'analyse des résultats de la première phase des évaluations réalisées dans l'ensemble du pays indique une prévalence des effets inhibiteurs tels qu'une réduction globale de la densité des invertébrés, une diminution de la richesse taxonomique et des changements dans la structure de la communauté comparativement aux conditions observées dans les zones de référence ou les sites exposés à de plus faibles concentrations d'effluent (Lowell et al., 2007). Les causes potentielles de ces effets ne sont pas claires, mais elles pourraient inclure la toxicité directe liée aux effluents, l'altération de l'habitat et les effets indirects découlant des impacts sur l'approvisionnement en nourriture ou les prédateurs.

Selon les lignes directrices du Programme d'ESEE, lorsque l'ampleur et la portée géographique d'un effet sont connues, mais que la cause n'a pas été déterminée, il faut réaliser une étude de recherche des causes. Sur le plan de l'évaluation de la communauté benthique, les éléments clés qui doivent être abordés comprennent les suivants :

• déterminer les agents d'agression qui jouent un rôle dans les effets (p. ex., métaux par toxicité directe, autres contaminants de l'effluent, altération de l'habitat et/ou effets indirects)
• déterminer les voies importantes d'exposition et d'absorption (eau/sédiments/alimentation) si les contaminants ont des effets sur les invertébrés benthiques

Lien entre les agents d'agression et les effets biologiques
Les principaux volets des ESEE fournissent des données probantes permettant une meilleure compréhension des causes de la perturbation des invertébrés benthiques. La caractérisation du site et de l'effluent ainsi que la surveillance de la qualité des sédiments et de l'eau permettent de décrire les perturbations physicochimiques touchant le milieu récepteur et de déterminer les agents d'agression potentiels pour le biote sur le terrain. Les essais de toxicité réalisés sur l'effluent permettent de mesurer les réponses biologiques à une exposition à l'effluent et, avec les données sur la composition chimique de l'effluent, de déterminer davantage les agents d'agression potentiels pour le biote dans le milieu récepteur. À partir d'une étude de la communauté d'invertébrés benthiques, il est possible d'établir une corrélation spatiale entre les effets biologiques et le degré d'exposition à l'effluent selon les conditions du milieu récepteur. D'autres approches de suivi, telles que des études utilisant des mésocosmes et des bivalves en cage, permettent de mesurer les effets d'un effluent sur le biote, et ce, en contrôlant davantage le niveau d'exposition et les facteurs de confusion.

Cependant, dans certaines situations, il est possible que l'ensemble des données probantes provenant de ces études ne soit pas suffisant pour établir une relation de cause à effet entre un agent d'agression et un effet dans le milieu récepteur, et ce, même si la relation existe. Plusieurs raisons peuvent expliquer une telle situation, incluant :

• la non-détection d'effets néfastes sur le milieu récepteur, en raison de l'absence de site de référence convenable ou de la grande variabilité de la réponse biologique à l'agent d'agression
• l'agent d'agression en question est confondu avec des facteurs naturels (habitat) ou d'autres agents d'agression (p. ex., effluents contenant plusieurs contaminants)
• les difficultés liées à l'extrapolation des résultats de laboratoire à la situation réelle en raison des différences dans la biodisponibilité des contaminants ou des différences entre la réponse des organismes de laboratoire et des organismes résidants sur le terrain

Les observations faites sur le terrain, comme les relevés sur les communautés d'invertébrés benthiques, représentent la méthode la plus directe permettant de déterminer et de comprendre les effets in situ, mais de telles observations ne se prêtent pas aux expériences contrôlées, lesquelles permettent d'obtenir des preuves de cause plus définitives. D'un autre côté, il est possible que les conditions de laboratoire contrôlées n'imitent pas assez les conditions in situ pour permettre l'extrapolation des résultats au milieu récepteur.

Évaluations in situ
L'évaluation des effets in situ combine le réalisme environnemental des observations réalisées sur le terrain (spéciation des contaminants et cofacteurs propres au site) et le contrôle expérimental des études en laboratoire (positionnement spatial et répétition, degré d'exposition à l'agent d'agression et variabilité des cofacteurs). L'information obtenue à partir des évaluations in situ sur les effets d'une exposition à un effluent peut fournir les preuves additionnelles requises en vue de déterminer la cause des effets néfastes dans le cadre d'ESEE.

Bien que les études sur les bivalves en captivité soient souvent utiles pour l'évaluation in situ des effets d'un effluent sur le milieu récepteur, le déploiement d'amphipodes en captivité - en particulier Hyalella azteca - représente une approche offrant des avantages additionnels en vue de faire le lien entre l'écotoxicité des métaux et les répercussions sur la communauté d'invertébrés benthiques. Hyalella est un organisme très utilisé dans le cadre des études sur la toxicité des métaux, et il fait souvent partie des communautés résidantes d'invertébrés benthiques. Cet organisme résiste bien aux manipulations expérimentales. La méthodologie liée aux amphipodes en captivité est bien établie, elle n'est pas compliquée du point de vue technique, elle examine plusieurs voies d'exposition aux contaminants, elle se prête à une grande répétition expérimentale, elle incorpore de multiples critères biologiques, et son coût est faible à modéré.

Méthodologie

Applications des procédures utilisant l'amphipodeHyalella en captivité pour l'analyse écotoxicologique des métaux
L'utilité du déploiement in situ d'organismes Hyalella en captivité pour les études sur l'écotoxicologie des métaux a été établie dans les études touchant divers habitats et différentes sources de métaux, incluant :

• lac du nord-ouest de l'Ontario utilisé pour une expérience sur l'ajout de Cd (Stephenson et Turner, 1993)
• ruisseaux et étangs urbains du sud de l'Ontario exposés aux eaux de ruissellement (Grapentine et al., 2004)
• rivière Clark Fork (Montana) exposée à l'effluent d'une mine de Ag, Cu et Zn (Burton et al., 2005)
• lacs du nord de la Saskatchewan exposés à l'effluent d'une mine d'uranium (Robertson et Liber, 2007)
• ruisseaux du nord-ouest du Québec exposés à l'effluent d'une mine de Cu et de Zn (Borgmann et al., 2007; Couillard et al., 2008)

Les articles décrivant ces études documentent les procédures utilisées pour évaluer la toxicité et la bioaccumulation des métaux chez des organismes Hyalella exposés aux eaux sus-jacentes, à des sédiments, à de l'eau interstitielle et/ou à de la nourriture particulière. Bien qu'il y ait certaines différences sur le plan du matériel, de la conception et des procédures expérimentales, toutes les études comprennent la mise en place de groupes d'amphipodes maintenus dans des cages grillagées en plastique à des endroits sélectionnés à l'avance dans le milieu récepteur, cette étape étant suivie par la récupération et l'analyse en vue de déterminer la survie, la croissance et/ou les concentrations de métaux dans les tissus. Vous trouverez ci-dessous la description d'une méthodologie initialement décrite par Grapentine et Rosenberg (1992) et récemment appliquée par Borgmann et al. (2007) et Couillard et al. (2008).

Aperçu des procédures

Organisme mis à l'essai
Hyalella azteca est un amphipode présent dans les ruisseaux, les étangs et les lacs d'Amérique du Nord (principalement en zone littorale), et il s'agit d'un organisme soumis de façon normalisée à des essais de toxicité pour l'eau et les sédiments. Par conséquent, pour les études in situ réalisées au moyen de cages, Hyalella peut être obtenu à partir de cultures de laboratoire ou de populations naturelles. Cet amphipode tolère les conditions et la manipulation de laboratoire, et il peut s'adapter à une vaste gamme de conditions environnementales. Il existe de nombreuses données sur les réponses d'Hyalella aux métaux et à d'autres conditions environnementales afin d'appuyer l'interprétation des résultats expérimentaux. Des études (p. ex., Borgmann et al., 2004b) montrent qu'Hyalella est un organisme témoin efficace de la biodisponibilité des métaux.

Structure de la cage
Les cages sont simples à construire et peuvent être conçues pour une exposition à une colonne d'eau, à des sédiments et à une colonne d'eau, ainsi qu'à de l'eau interstitielle. Une cage utilisée pour l'évaluation d'une colonne d'eau (7,6 cm de diamètre × 7,6 cm de longueur) est composée de deux sections de tubes transparents en acrylique fixées solidement ensemble et scellées à chaque extrémité par une grille maillée en nylon de 500 μm (ou plus petit) (figure 1). Les bandes de caoutchouc enroulées autour du dispositif d'attache et du guide permettent de maintenir la cage fermée. Les positions in situ sont maintenues en place par des ancres fixées dans le substrat ou par des dispositifs de flottaison.

Figure 1 : Cage pour l'exposition d'amphipodes à la colonne d'eau- A : Structure; B : Piquet de tente en plastique fixé à la cage pour l'ancrer au substrat
La figure 1 est une série de deux photographies montrant un exemple de cage utilisée pour exposer les amphipodes aux conditions présentes dans la colonne d'eau. L'image A montre un modèle conceptuel d'une cage, et nomme les différentes parties de l'appareil et indique leur dimension. L'image B montre une cage à laquelle est fixé un piquet de tente en plastique pour l'ancrer au substrat.

Protocole expérimental
Les cages sont déployées sur la majorité du substrat. L'emplacement des évaluations peut donc être sélectionné à l'avance en fonction de l'exposition aux agents d'agression selon les degrés et les durées nécessaires aux fins du plan d'étude. Le faible coût de production et la petite taille des cages permettent un taux élevé de répétition de l'échantillonnage afin de quantifier les variations spatiales et temporelles. Les cages peuvent être déployées et récupérées une à la fois à la fin de la période d'exposition, et elles peuvent être examinées à plusieurs reprises durant la période de l'étude afin d'observer la survie des amphipodes au fil du temps. La croissance et les concentrations de métaux dans les tissus peuvent aussi être mesurées au fil du temps pour les sites où plusieurs cages sont déployées. Tout au long de la durée de l'étude, il est possible de récupérer des cages pour analyser les amphipodes qu'elles contiennent.

Préparation et déploiement
Chaque cage peut contenir au moins 15 amphipodes sans entraîner un taux de mortalité significatif après le déploiement. Des individus jeunes et adultes (âgés de quatre à dix semaines) sont sélectionnés et répartis au hasard dans des cages ayant été assignées préalablement à des traitements expérimentaux. Une telle façon de faire permet de s'assurer que les groupes d'amphipodes ont des tailles similaires et que l'application des traitements expérimentaux n'est pas biaisée. Chaque cage contient aussi un carré de gaze de coton (2,5 cm × 2,5 cm) en guise de substrat. Si la qualité de la nourriture n'est pas un facteur expérimental, selon la durée du déploiement, la nourriture utilisée pour la culture ou des matières organiques naturelles peuvent être ajoutées au départ et au cours de l'expérience. Les amphipodes placés dans les cages peuvent être maintenus dans des seaux d'eau de culture pendant plusieurs heures ou plusieurs jours avant le déploiement sur les sites sans qu'il y ait de décès associé à la manipulation ou au transport. Durant le déploiement initial, l'exposition à l'eau du site doit être graduelle pour permettre l'ajustement à toute différence de température ou de qualité de l'eau. Après l'immersion, il faut enlever toutes les bulles d'air présentes dans la cage au moyen d'une pipette. Le déploiement peut être aussi long que huit semaines, ce qui dépasse la durée d'une génération d'Hyalella, mais il peut aussi être beaucoup plus court en fonction des objectifs expérimentaux. Par exemple, à ~ 23 °C, les concentrations de certains métaux chez Hyalella atteignent un état d'équilibre après sept jours (Borgmann et al., 2004a). Dans des eaux plus froides, on peut s'attendre à des temps prolongés de réponse aux conditions du site.

Paramètres de toxicité et analyse des données
Comme dans le cas des essais de toxicité réalisés en laboratoire, le nombre de survivants au sein d'un groupe et la croissance moyenne individuelle durant la période d'exposition peuvent être déterminés après le dénombrement, le séchage et la pesée des amphipodes récupérés (figure 2). Si le maillage de la grille de la cage est assez petit, il est également possible d'estimer le taux de reproduction. S'il est possible de procéder à la dépuration des amphipodes avant le séchage, il est aussi possible de mesurer les concentrations d'une série d'éléments dans l'organisme entier (Borgmann et al., 2007).

Figure 2. Récupération des amphipodes dans les cages- A. Tri des amphipodes à partir de l'approvisionnement naturel en nourriture et du substrat; B. Hyalella ayant survécu
La figure 2 est une série de deux photographies montrant la récupération des amphipodes à partir des cages. L'image A montre le tri des amphipodes pour les extraire de la nourriture naturelle et du substrat. L'image B montre plusieurs amphipodes Hyalella ayant survécu.

Les données obtenues pour ces paramètres peuvent être analysées en vue de déterminer les effets de l'emplacement ou du degré d'agression sur la santé des amphipodes et les populations. L'analyse des données sur la bioaccumulation des métaux peut aussi indiquer si des métaux particuliers sont a) biodisponibles et b) présents dans les tissus à des concentrations associées à des effets néfastes pour Hyalella ou pour des espèces se nourrissant des amphipodes.

Prévision de la toxicité liée à la bioaccumulation de métaux

Des études de laboratoire menées par Borgmann et al. (2004a) et Norwood et al. (2007) ont établi les concentrations corporelles critiques pour une série de métaux et de non-métaux (incluant As, Cd, Co, Cr, Cu, Mn, Ni, Pb, Tl et Zn) pour Hyalella, au-dessus desquelles une toxicité létale est susceptible d'être observée. Ces valeurs semblent applicables aux conditions sur le terrain. Les déploiements in situ d'Hyalella en cage par Couillard et al. (2008) ont montré que la bioaccumulation de la plupart de ces métaux dans les cours d'eau contaminés par des métaux est semblable à la bioaccumulation observée dans les essais en laboratoire; les auteurs ont aussi observé que les métaux dissous s'accumulaient de différentes façons en fonction de la dose.

Les concentrations corporelles critiques, ainsi que les mesures de la bioaccumulation des métaux pour les organismes Hyalella exposés à des sédiments provenant de zones minières, ont été utilisées pour déterminer que le nickel et le cadmium étaient les métaux les plus toxiques chez les amphipodes et les principales causes de l'anomalie de la communauté benthique dans les lacs de la région de Sudbury (Borgmann et al., 2001) et de la région de Rouyn-Noranda (Borgmann et al., 2004b), respectivement. Par conséquent, les données sur la bioaccumulation calculées à partir d'essais de laboratoire sur des sédiments ou d'études in situ sur des amphipodes en cage peuvent être utiles pour établir les causes des effets sur la communauté benthique dans les secteurs où se trouvent des mines de métaux.

Pertinence pour les études de recherche des causes

Les évaluations in situ de la toxicité et de la bioaccumulation des métaux à l'aide d'organismes Hyalella en cage permettent d'obtenir de l'information pertinente sur le plan écologique en vue d'évaluer les causes des effets sur la communauté benthique dans le cadre des ESEE. Les expériences peuvent être conçues

• (a) pour évaluer les effets directs d'effluents ou de sédiments contaminés
• (b) pour faire le lien entre certains métaux et une toxicité ou une anomalie de la communauté benthique
• (c) pour établir les voies importantes d'exposition et d'absorption pour les contaminants
• (d) pour quantifier la relation entre les agents d'agression et la réponse
• (e) pour examiner les effets des facteurs naturels et d'autres agents d'agression anthropiques. Bien que les études citées dans le présent résumé se rapportent uniquement à Hyalella, il est possible d'utiliser d'autres espèces d'amphipodes dans des milieux estuariens et marins

Conclusion

La mise en place de groupes de l'amphipode d'eau douce Hyalella dans des cages grillagées en plastique à des emplacements préalablement sélectionnés dans le milieu récepteur est une méthodologie établie pour l'évaluation in situ des réponses biologiques à certaines conditions environnementales. La méthodologie est applicable pour la surveillance des effets des effluents provenant de mines de métaux et pour les études de recherche des causes. Les mesures de la survie et de la croissance indiquent des réponses létales et sublétales à certains agents d'agression et à des conditions propres au site. Les constantes observées sur le plan de la bioaccumulation peuvent indiquer non seulement la biodisponibilité des métaux, mais aussi la cause la plus probable d'effets toxiques relatifs aux métaux. L'utilisation d'amphipodes en cage dans un programme d'ESEE permettrait d'obtenir des données probantes sur la cause des effets qui seraient complémentaires aux variables habituelles et offrirait un autre moyen d'évaluer les effets sur les milieux récepteurs problématiques.

Références

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Borgmann, U., W.P. Norwood et D.G. Dixon. 2004b. « Re-evaluation of metal bioaccumulation and chronic toxicity in Hyalella azteca using saturation curves and the biotic ligand model », Environmental Pollution, 131 : 469-484.
Borgmann, U., W.P. Norwood, T.B. Reynoldson et F. Rosa. 2001. « Identifying cause in sediment assessments: bioavailability and the Sediment Quality Triad », Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences / Journal canadien des sciences halieutiques et aquatiques, 58 : 950-960.
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Burton Jr., G.A., M.S. Greenberg, C.D. Rowland, C.A. Irvine, D.R. Lavoie, J.A. Brooker, L. Moore, D.F.N. Raymer et R.A. McWilliam. 2005. « In situ exposures using caged organisms: A multi-compartment approach to detect aquatic toxicity and bioaccumulation », Environmental Pollution, 134 : 133-144.
Couillard, Y., L.C. Grapentine, U. Borgmann, P. Doyle et S. Masson. 2008. « The amphipod Hyalella azteca as a biomonitor in field deployment studies for metal mining », Environmental Pollution, 156 : 1314-1324.
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Stephenson, M., et M.A. Turner. 1993. « A field study of cadmium dynamics in periphyton and in Hyalella azteca (Crustacea: Amphipoda) », Water Air and Soil Pollution, 68 : 341-361.

Questions/Discussion

Q : Dans quelle mesure les amphipodes sont-ils sensibles aux métaux dans un environnement minier comparativement à d'autres organismes/invertébrés?
R : Ils sont un peu sensibles, mais il ne s'agit pas des organismes les plus sensibles. Ils se situent probablement dans le cinquième centile pour les composés organiques et inorganiques (métaux), et ils sont très sensibles au cadmium. Si vous prélevez de tels organismes sur le terrain (c'est parfois possible), il est possible de voir s'il y a accumulation de métaux.
Commentaire : Tous les présentateurs ont été invités à fournir des références (c.-à-d., citations, rapports publiés, données).
[Note de la rédaction : L'auteur a par la suite indiqué qu'aucune référence n'avait été fournie par l'auditoire.]

Protocoles d'expérience utilisant des bassins artificiels (mésocosmes) pour étudier les causes des effets des effluents de mines de métaux

Introduction

Au cours des dix dernières années, on a utilisé des systèmes de bassins artificiels sur le terrain pour vérifier certaines hypothèses concernant l'effet de mélanges complexes sur différents niveaux trophiques des écosystèmes aquatiques. Leur utilité réside dans la souplesse des divers protocoles et paramètres expérimentaux qui peuvent être mis à l'essai en vue de vérifier certaines hypothèses particulières, et ce, de façon contrôlée et répétée et en assurant un meilleur réalisme environnemental comparativement aux expériences de laboratoire hautement contrôlées. Les études initiales ont débuté en utilisant des effluents de fabriques de pâtes et papiers pour évaluer les effets sur les poissons (Dubé et al., 2002; Pollock et al., 2010). Ces études se sont par la suite étendues aux études de recherche des causes (en utilisant différents circuits de liqueurs résiduelles de procédé par rapport à l'exposition à l'effluent final) afin d'isoler les circuits ayant une incidence sur les réponses du système endocrinien et des fonctions de reproduction chez différentes espèces de petits poissons (Rickwood et Dubé, 2007; Rickwood et al., 2006a, 2006b; Dubé et MacLatchy, 2001).

Depuis 2000, l'utilisation de systèmes mobiles de bassins artificiels s'est étendue à l'évaluation de l'exposition aux effluents de mines de métaux. Bien que le secteur minier soit semblable à celui des pâtes et papiers en raison de la diversité des types de mines, de la composition variée des minerais et des différents milieux récepteurs pour le rejet des effluents traités, l'exploration minière diffère considérablement de la fabrication de pâtes et papiers sur le plan de l'étendue spatiale des exploitations. Bien sûr, cette différence modifie la perspective et l'approche pour les études de recherche des causes. L'utilisation de systèmes de bassins artificiels pour le secteur minier a compris notamment des protocoles expérimentaux visant à étudier les modifications aux volumes rejetés (Dubé et al., 2005), à départager l'effet de l'effluent de celui de la contamination historique des sédiments (Driessnack et al., 2010) et à vérifier les conséquences de l'exposition par la voie de l'eau ou encore par la voie de l'alimentation (Dubé et al., 2006; Rickwood et al., 2006c, 2008; Rozon Ramilo et al., 2010). Plus récemment, afin d'évaluer les métaux responsables possibles, les protocoles ont mesuré l'effet de concentrations de métaux pour un métal à la fois, pour des teneurs équivalentes à celles des effluents, ainsi que l'effet de l'ensemble des métaux des effluents à pleine concentration (Dubé et al., 2010). Toutes les études ont été menées à l'aide d'espèces de poissons de petite taille, notamment avec le Chabot visqueux (Cottus cognatus) et le Méné à grosse tête (Pimephales promelas). Dans le cas du Méné à grosse tête, on a utilisé un essai biologique sur la reproduction pour une partie du cycle de vie. Des études portant sur la reproduction durant l'ensemble du cycle de vie chez les invertébrés ont également été menées à l'aide de l'effluent d'une mine de métaux dans le cadre de protocoles d'exposition sur le terrain (Hruska et Dubé, 2004, 2005). Il est essentiel d'examiner les effets des effluents de mines de métaux sur la reproduction des poissons et des invertébrés en raison de la propension de certains métaux à être transférés des parents à la descendance. Ainsi, un examen réalisé dans le cadre d'une expérience contrôlée sur le terrain permet d'évaluer les effets chez les adultes, les œufs et les larves. En outre, étant donné l'importance de l'alimentation sur la transformation et l'assimilation des métaux à des niveaux trophiques élevés, la méthode utilisant des bassins artificiels a été modifiée pour passer d'expositions d'origine exclusivement hydrique à des études complètes portant sur plusieurs niveaux trophiques (Rickwood et al., 2006c, 2008; Rozon-Ramilo et al., 2010; Dubé et al., 2010). Dans ces protocoles, une base alimentaire composée de Chironomus dilutus (anciennement nommé Chironomus tentans) est établie dans chaque bassin, et on laisse ces organismes se développer dans des conditions d'exposition à des densités connues. Des Ménés à grosse tête reproducteurs sont ensuite ajoutés aux bassins et exposés aux effluents pendant au moins 21 jours sans qu'il y ait de source externe de nourriture.

L'objectif du présent résumé long consiste à présenter certaines modifications importantes apportées durant la dernière décennie à la méthode des bassins artificiels pour permettre d'évaluer précisément les effluents de mines métaux, à exposer les principaux résultats et à citer les références. Toutes les études ont été financées par des modèles de partenariat avec l'industrie dans le cadre desquels les chercheurs universitaires étaient en mesure d'obtenir des fonds correspondant à ceux offerts par les organismes nationaux de financement (telles les subventions de recherche-développement coopérative du Conseil de recherches en sciences naturelles et en génie du Canada). Le financement accordé par la Fondation canadienne pour l'innovation et le Programme des chaires de recherche du Canada a aussi permis d'appuyer cette recherche, incluant la mise au point de nouveaux appareils d'analyse. La recherche a répondu aux besoins de l'industrie relativement aux exigences liées aux ESEE en application de la Loi sur les pêches; en retour, l'élaboration de la méthode et l'obtention de résultats ont été beaucoup plus rapides que ce qui aurait normalement été requis pour un programme d'ESEE dans le but d'élaborer de meilleurs outils et de meilleures approches pour l'industrie, les organismes de réglementation et la science en général.

Principaux résultats

Des études menées sur des bassins artificiels ont illustré qu'une exposition à des effluents traités de mines de métaux a le potentiel de réduire la taille des gonades chez les poissons, de modifier le niveau d'hormones de la reproduction et d'augmenter les concentrations de métaux dans l'organisme (Dubé et al., 2006). Des études menées chez des invertébrés ont aussi montré des effets sur le système reproducteur, notamment une baisse de l'émergence, du succès d'éclosion et de la survie, ainsi qu'une augmentation des teneurs en métaux des tissus de l'organisme (Dubé et al., 2010; Hruska et Dubé, 2005). Les effets des effluents miniers sur la reproduction des poissons varient en fonction de la voie d'exposition à l'effluent (Driessnack et al., 2010; Rickwood et al., 2006c, 2008; Rozon-Ramilo et al., 2010). En outre, le rôle de l'alimentation ne peut pas être ignoré dans les études visant à examiner les effets observés sur le terrain et en laboratoire. Au fur et à mesure que les connaissances augmentent sur le plan de la spéciation et de la biotransformation des métaux, il est de plus en plus important de reconnaître la portée du réseau trophique et de comprendre comment l'assimilation des métaux dans les niveaux trophiques inférieurs se transfère aux niveaux trophiques supérieurs. C'est ce constat qui a mené mon groupe à élaborer un système d'analyse à multiples niveaux trophiques. De plus, le rôle du succès de la reproduction sur la durabilité d'une population est bien connu. Il était donc essentiel d'élaborer un essai portant sur de multiples niveaux trophiques qui permet d'évaluer les effets de l'effluent d'une mine de métaux sur plusieurs stades de vie des poissons et des invertébrés. Il s'agissait du fondement pour l'élaboration de l'essai portant sur le cycle de vie des invertébrés dans des bassins artificiels sur le terrain et de l'essai biologique sur la reproduction pour une partie du cycle de vie du Méné à grosse tête à divers niveaux trophiques.

Les analyses de Rickwood et al. (2006c) ont montré qu'un plus grand nombre d'œufs (plus de deux fois plus) étaient produits par le Méné à grosse tête reproducteur lors d'expositions en mésocosmes multitrophiques comparativement aux expositions d'origine exclusivement hydrique. En laboratoire, l'exposition à une dilution d'effluent ordinairement observée dans l'environnement a diminué la production d'œufs de quatre à quatre fois et demie. Sur le terrain, avec le même effluent et le même mésocosme, Rickwood et al. (2008) ont fait état d'un plus grand nombre d'œufs dans les cours d'eau témoins comptant de multiples niveaux trophiques. Les effets de l'effluent associés à une exposition d'origine hydrique étaient les mêmes que ceux observés dans l'étude menée en laboratoire. Cependant, sur le terrain, dans les cas d'une exposition dans un système multitrophique, les effets de l'effluent sur la production d'œufs n'ont pas été observés, contrairement à ce qui a été noté en laboratoire. Ces études ont illustré la constance de la réponse du Méné à grosse tête sur le plan de la reproduction, et elles ont aussi fait ressortir le rôle important que l'alimentation doit jouer dans la méthode pour permettre la mise en place de procédures d'essai contrôlées, incluant des études en mésocosme. D'autres études menées par Rozon-Ramilo et al. (2010) sur ce site à l'aide de systèmes multitrophiques ont montré les effets significativement différents que peuvent avoir différents effluents miniers (tous rejetés dans le même milieu récepteur) sur la reproduction des poissons. Cette étude était importante pour séparer les différents effluents selon les réponses biologiques et pour les placer en ordre de priorités. Les travaux de Driessnack et al. (2010) ont aussi montré l'importance de l'alimentation dans l'évaluation des effets de l'effluent d'une mine d'uranium. Cette étude était importante, parce qu'elle a montré que la production d'œufs du Méné à grosse tête était touchée différemment dans les systèmes multitrophiques, comparativement à une situation où les poissons étaient nourris d'une quantité connue de C. dilutus s'étant développés dans un milieu contaminé. Encore une fois, ce résultat illustre la nécessité que les méthodes contrôlées incluent un réseau trophique pour l'étude des effets des effluents miniers sur les poissons. Plus récemment, des études de recherche des causes menées à l'aide de mésocosmes ont comparé les effets d'un métal à la fois, pour des teneurs équivalentes à celles des effluents, avec ceux de mélanges complexes (Dubé et al., 2010). Jusqu'à maintenant, les études ont mis l'accent sur le sélénium, bien que des travaux soient actuellement en cours pour évaluer des métaux tels que le cuivre et le nickel. Ces études de recherche des causes ont montré qu'en dépit du fait que des effets caractéristiques d'une exposition au sélénium aient été montrés chez les poissons soumis à l'essai, ces effets ne correspondaient pas à ceux observés après une exposition à l'effluent final.

Conclusions

Des études par hypothèses, contrôlées et menées avec soin sont essentielles afin de mieux comprendre les causes. Plus les protocoles d'exposition sont adaptés à l'environnement réel, plus l'information sera utile. Nos travaux ont montré que les études menées en laboratoire, même celles ayant recours à des systèmes « construits » d'eau diluée afin de correspondre aux conditions observées sur le terrain, entraînent des résultats considérablement différents comparativement aux études menées sur le terrain à l'aide des mêmes bassins artificiels. De plus, les études utilisant un réseau trophique déterminé génèrent des résultats différents comparativement aux études utilisant seulement des expositions d'origine hydrique, et elles génèrent aussi des résultats différents de ceux obtenus en offrant simplement aux poissons la même alimentation (composée de l'organisme C. dilutus) élevés dans des conditions d'exposition à un effluent. Les bassins artificiels ont permis de mettre à l'essai différentes hypothèses et d'élaborer une approche traitant précisément des questions préoccupantes pour les études de recherche des causes dans le secteur des mines de métaux (p. ex., transfert maternel des métaux, voie d'exposition alimentaire). Nous concluons en mentionnant que les études menées sur le terrain sont essentielles dans le cadre de protocoles expérimentaux à multiples niveaux trophiques, et qu'il en est de même pour l'utilisation d'espèces permettant la mesure directe des effets sur la reproduction.

Références

Driessnack, M.K., M.G. Dubé, L.D. Rozon-Ramilo, P.D. Jones, C.I.E. Wiramanaden et I.J. Pickering. 2010. « The use of field-based mesocosm systems to assess the effects of uranium milling effluent on fathead minnow (Pimphelas promelas) », Ecotoxicology. Sous presse.
Dubé, M.G., A.J. Harwood, C.I.E. Wiramanaden et I.J. Pickering. 2010. « Effects of treated uranium mine effluent and selenium on fathead minnow (Pimephales promelas) reproduction in self-sustaining multi-trophic artificial streams », Aquatic Toxicology. Soumis en mars 2010.
Dubé, M.G., D.L. MacLatchy, J.D. Kieffer, N.E. Glozier, J.M. Culp et K.J. Cash. 2005. « Effects of metal mining effluent on Atlantic salmon (Salmo salar) and slimy sculpin (Cottus cognatus): Using mesocosms to assess existing effects and predict future consequences », Science of the Total Environment, 343 : 135-154.
Dubé, M.G., D.L. MacLatchy, K.A. Hruska et N.E. Glozier. 2006. « Assessing the responses of creek chub (Semotilus atromaculatus) and pearl dace (Semotilus margarita) to metal mine effluents using in situ artificial streams in Sudbury, Ontario, Canada », Environmental Toxicology and Chemistry, 25 (1) : 18-28.
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Dubé, M.G., J.M. Culp, K.J. Cash, N.E. Glozier, D.L. MacLatchy, C.L. Podemski et R.B. Lowell. 2002. « Artificial streams for Environmental Effects Monitoring (EEM): Development and application in Canada over the past decade (invited) », Water Quality Research Journal of Canada, 37 : 155-180.
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Rickwood, C.J., M.G. Dubé, L.M. Hewitt, T. Kovacs, J.L. Parrott et D.L. MacLatchy. 2006a. « Use of paired fathead minnow (Pimephales promelas) reproductive test: Part I: Assessing biological effects of final bleached kraft pulp mill effluent using a mobile bioassay trailer system », Environmental Toxicology and Chemistry, 25 : 191-201.
Rickwood, C.J., M.G. Dubé, L.M. Hewitt, T. Kovacs, J.L. Parrott et D.L. MacLatchy. 2006b. « Use of paired fathead minnow (Pimephales promelas) reproductive test: Part II: Source identification of biological effects at a bleached kraft pulp mill », Environmental Toxicology and Chemistry, 25 : 202-211.
Rickwood, C.J., M.G. Dubé, L. Weber, K. Driedger et D.M. Janz. 2006c. « Assessing effects of metal mining effluent on fathead minnow (Pimephales promelas) reproduction in a trophic-transfer system », Environmental Science & Technology, 40 : 6489-6497.
Rickwood, C.J., M.G. Dubé, L.P. Weber, S. Lux et D.M. Janz. 2008. « Assessing effects of a mining and municipal sewage effluent mixture on fathead minnow (Pimephales promelas) reproduction using a novel, field-based trophic-transfer artificial stream », Aquatic Toxicology, 86 : 272-286.
Rozon-Ramilo, L.D., M.G. Dubé, C.J. Rickwood et S. Niyogi. 2010. « Examining the effects of metal mining mixtures on fathead minnow (Pimephales promelas) using field-based multi-trophic artificial streams », Environmental Toxicology and Chemistry. Soumis en juin 2010.

Questions/Discussion

Commentaire : Les seuils de l'U.S. EPA sont basés sur la CE20, mais nous verrons plus tard ce qui arrive avec cette valeur.

Q : Donc, les effets sur les nutriants masquent la toxicité?
R : Oui, l'enrichissement en nutriants atténue les effets toxiques.
Commentaire : L'utilisation des renseignements connus permet de gagner du temps et d'économiser de l'argent lors de l'élaboration et de la réalisation du plan d'études. Ces renseignements sont aussi particulièrement utiles afin de générer de bonnes hypothèses pour la recherche des causes.

Les évaluations de données sur la réduction de la toxicité comme outil pour la recherche des causes - études de cas sur les mines

En vertu de la Loi sur les pêches, le Règlement sur les effluents des mines de métaux (REMM) exige que toutes les mines de métaux canadiennes produisent un effluent qui ne présente aucune létalité aiguë chez la Truite arc-en-ciel lorsqu'il est soumis à un essai, conformément à la méthode de référence SPE 1/RM/13 d'Environnement Canada. Les mines doivent également faire le suivi de la létalité aiguë de l'effluent pour Daphnia magna. En cas de non-conformité pour la toxicité aiguë (mortalité > 50 % dans 100 % de l'effluent), la mine doit mettre en œuvre un plan pour examiner la ou les causes de cette létalité aiguë. La démarche la plus souvent utilisée pour l'étude de recherche des causes est l'évaluation des données sur la réduction de la toxicité, une étude propre au site qui est conçue pour déterminer la ou les substances responsables de la toxicité, isoler la source, évaluer l'efficacité des options de contrôle possibles et confirmer la réduction de la létalité aiguë de l'effluent final. Avant la mise en œuvre du REMM, les substances toxiques reconnues comme étant le plus souvent associées aux effluents miniers étaient l'ammoniac, les métaux, les matières dissoutes totales et le pH acide. Cependant, étant donné qu'un plus grand nombre d'installations doivent désormais mener des essais de toxicité, d'autres substances toxiques responsables de la létalité aiguë ont fait leur apparition. Par le biais d'études de cas réelles sur l'évaluation des données sur la réduction de la toxicité, quelques-unes des substances toxiques décelées récemment en lien avec les mines de métaux ont été abordées dans le contexte de l'atelier, dont le sulfosel, les xanthates, les sulfures et les substances chimiques liées aux procédés.

L'auteur a fourni les références ci-dessous pour supplémenter son sommaire:
Holtze, K.E., G.G. Gilron, L.J. Novak et B. Zajdlik. 2002. Guidance Document for Acute Lethality Testing of Metal Mining Effluents. Préparé pour le réseau des examens toxicologiques des effluents miniers TIME. 70 pages.
Novak, L.J., et K.E. Holtze. 2005. « Overview of toxicity reduction and identification evaluations for use with small-scale tests », dans C. Blaise et J.F. Férard (éd.), Small-scale Freshwater Environment Toxicity Test Methods. Dordrecht (Pays-Bas), Kluwer Academic Publishers.
Novak, L.J., K.E. Holtze, R. Wagner, G. Feasby et L. Liu. 2002. Guidance Document for Conducting Toxicity Reduction Evaluation (TRE) investigations of Canadian Metal Mining Effluents. Préparé pour le réseau des examens toxicologiques des effluents miniers TIME. 85 pages.
U.S. EPA - United States Environmental Protection Agency. 1989. Generalized Methodology for Conducting Industrial Toxicity Reduction Evaluations. EPA 600/2 88/070.
U.S. EPA - United States Environmental Protection Agency. 1991. Methods for Aquatic Toxicity Identification Evaluations: Phase I Toxicity Characterization Procedures. EPA 600/6 91/003.
U.S. EPA - United States Environmental Protection Agency. 1993a. Methods for Aquatic Toxicity Identification Evaluations: Phase II Toxicity Identification Procedures for Samples Exhibiting Acute and Chronic Toxicity. EPA 600/R 92/080.
U.S. EPA - United States Environmental Protection Agency. 1993b. Methods for Aquatic Toxicity Identification Evaluations: Phase III Toxicity Confirmation Procedures for Samples Exhibiting Acute and Chronic Toxicity. EPA 600/R 92/081.

Essais biologiques sur le cycle de vie du Méné à grosse tête pour évaluer les effets des effluents complexes

La prévision et l'évaluation d'effets sur les poissons sauvages à l'aide de tests normalisés en laboratoire ne sont pas chose facile. Les essais biologiques sommaires et normalisés sur l'exposition des poissons, élaborés dans les années 1970 et 1980, sont efficaces pour évaluer la toxicité aiguë ainsi que les effets immédiats des composés et des effluents. Heureusement, au Canada, bon nombre des effluents qui sont réglementés ne présentent plus maintenant de toxicité aiguë. Cependant, certains composés, effluents ou types de rejets provoquent néanmoins des impacts à long terme sur la santé des poissons. Afin d'évaluer les effets d'une exposition à long terme, des essais biologiques sur l'ensemble du cycle de vie du Méné à grosse tête ont été menés en utilisant différents composés purs et effluents mixtes.

Les essais sur l'ensemble du cycle de vie couvrent toutes les « phases critiques » d'exposition, soit les œufs, le stade larvaire, le développement au stade juvénile, la période de reproduction des poissons adultes, et le taux de survie de la première génération. Ces essais en laboratoire sur le cycle de vie comportant une exposition aux effluents d'eaux usées municipales ont montré des modifications des caractères sexuels secondaires et une baisse de la reproduction, malgré une croissance accrue. Les poissons sauvages exposés aux effluents d'eaux usées municipales présentent également des effets semblables sur les caractères sexuels. Les effets des effluents de fabriques de pâtes et papiers notés sur la croissance et la reproduction des poissons dans le cadre des essais sur le cycle de vie sont également comparables à ceux observés chez certains poissons sauvages.

Les données sur les composés végétaux et les métaux présents dans les effluents de fabriques de pâtes et papiers indiquent que les effluents peuvent varier de façon considérable d'une semaine à l'autre. Une telle situation peut être due à des variations dans le processus de transformation ainsi qu'aux espèces et à l'origine des arbres broyés. L'analyse des concentrations de métaux dans les effluents de fabriques de pâtes et papiers (figure 1) a permis de mesurer des concentrations de certains métaux allant de 10 à 1000 µg/L.

Figure 1 : Concentrations moyennes (μg/L; ± erreur-type) de métaux dans l'effluent d'une fabrique de pâte kraft blanchie
La figure 1 est un diagramme à barres illustrant les concentrations moyennes (μg/L; ± erreur-type) de métaux dans l'effluent d'une fabrique de pâte kraft blanchie. L'axe des X montre les divers métaux et l'axe Y représente les mesures des concentrations de ces métaux en μg/L.

Pour les effluents de mines de métaux, ces essais sur l'ensemble du cycle de vie pourraient fournir des données utiles sur les effets à long terme dans l'environnement, en particulier dans les cas où la capture de poissons sauvages est difficile. Les essais sur l'ensemble du cycle de vie présentent toutefois les désavantages d'être longs et coûteux. Cependant, comme ces essais permettent de simuler les effets d'une exposition environnementale réelle et peuvent être utilisés pour les évaluations de risques, ils offrent de précieuses données qu'il serait difficile, voire impossible à obtenir en utilisant l'exposition des poissons en laboratoire sur de courtes durées.

Questions/Discussion

Q : Pour ce qui est du poids des gonades en tant qu'indicateur de la reproduction, est-ce que la diminution de la production d'œufs est considérée comme une réponse comportementale, et dans quelle mesure est-ce lié aux gonades en tant que bons indicateurs?
R : Il est possible qu'il s'agisse d'une réponse comportementale, mais nous n'en sommes actuellement pas certains. Cependant, cela pourrait valoir la peine d'étudier cette question. Ces effets sont présents même dans le cas de gonades normales.
Commentaire : La concentration de métal dans les effluents de fabriques de pâtes et papiers est beaucoup plus élevée que la limite établie dans les ESEE des mines de métaux.
[Note de la rédaction : Correction de l'auteur : En fait, les concentrations n'étaient pas plus élevées que les limites établies dans les ESEE des mines de métaux. Les concentrations présentées à l'atelier étaient en milligrammes par litre pour les métaux, tandis que les unités réelles de concentrations étaient les microgrammes par litre. Les axes étaient mal identifiés.]

Utilisation de modèles de bioaccumulation pour prédire la toxicité des métaux dissous

Introduction

Dans le cadre de la phase de recherche des causes des ESEE, on présume habituellement que la bioaccumulation peut être utilisée « pour déduire directement la cause de la toxicité ». L'utilisation de la bioaccumulation en tant qu'indicateur de la toxicité est connue comme étant l'approche portant sur les résidus dans les tissus, et cette approche mise sur l'établissement d'une relation dose-réponse afin de faire le lien entre les résidus présents dans les tissus et les effets toxiques. L'utilisation de la bioaccumulation comme mesure indiquant la toxicité des métaux représente une dichotomie intéressante. En effet, le concept de bioaccumulation semble relativement clair puisque l'accumulation d'un métal est nécessaire pour induire des effets néfastes . Une corrélation directe peut être établie entre l'accumulation à court terme et la biodisponibilité; par conséquent, l'accumulation à court terme tient compte de la variabilité associée aux facteurs dans le milieu d'exposition ayant une incidence sur la spéciation des métaux et l'absorption (voir la section ci après sur le modèle du ligand biotique). Cependant, les liens entre l'accumulation à court terme et la toxicité aiguë sont connus uniquement pour certains métaux et, en général, l'accumulation à court terme est faiblement corrélée avec les effets chroniques à long terme. En effet, même l'accumulation chronique dans un organisme, qui est habituellement mesurée sur la base d'un organisme entier ou de tissus, n'équivaut souvent pas à la toxicité chronique.

La toxicité est induite par l'accumulation de contaminants aux sites précis de l'action toxique. Les métaux qui s'accumulent dans un organisme n'agissent pas tous aux sites d'action toxique, et des quantités importantes peuvent ainsi être séquestrées ou autrement détoxiquées. La détoxication par les protéines capables de liaison avec les métaux, comme les métallothionéines, en est un bon exemple. Ainsi, de tels processus compliquent l'interprétation des relations de cause à effet. L'analyse qui suit donne un bon aperçu de la bioaccumulation des métaux en rapport avec l'interprétation des effets. De plus, cette analyse décrit et commente les directives actuelles sur les ESEE dans le secteur minier à propos de l'utilisation de la bioaccumulation, et elle donne des détails sur d'autres approches présentement mises au point pour faire le lien entre la bioaccumulation des métaux et la toxicité.

Bioaccumulation des métaux

La présence de métaux est élémentaire, et les métaux sont omniprésents dans tous les milieux environnementaux. Ainsi, tous les organismes vivants auront une certaine concentration de métaux dans leurs tissus. Au fil de l'évolution, les organismes ont acquis la capacité de vivre avec les métaux accumulés et d'éviter les répercussions négatives, du moins jusqu'à un certain point le long du continuum d'exposition. Dans le cas d'expositions à des métaux induisant une toxicité, les concentrations dans l'organisme entier et/ou dans les tissus représentent une mesure globale de toutes les formes du métal bioaccumulé. Il est habituellement impossible de faire la distinction entre les métaux agissant au site de toxicité et les métaux accumulés avant les conditions d'exposition, les métaux requis pour le fonctionnement normal (dans le cas des métaux essentiels) ou les métaux détoxiqués ou ne contribuant autrement pas à la toxicité (dans le cas de tous les métaux).

Deux récentes publications présentent des examens succincts et à jour des connaissances sur la bioaccumulation. Une de ces publications, le Framework for Metals Risk Assessment , est le résultat d'un processus global multilatéral élaboré par l'U.S. EPA. Ces travaux comprennent une série de livres blancs sur des questions scientifiques reliées aux métaux, incluant la biodisponibilité et la bioaccumulation . La récente publication d'Adams et al. (2010) est une synthèse des travaux réalisés par le sous-groupe sur les métaux au cours du récent atelier SETAC Pellston sur l'approche relative aux résidus dans les tissus. Cet atelier a permis de réunir environ 40 des plus éminents experts en matière de bioaccumulation des contaminants. Le premier paragraphe de l'article d'Adams et al. (2010) offre un résumé utile de l'approche relative aux résidus dans les tissus pour les métaux :

Ces travaux ont conclu que l'approche sur les résidus dans les tissus (bioaccumulation des métaux) pour l'évaluation des métaux n'est pas soutenue, contrairement aux contaminants organiques pour lesquels un cadre de travail conceptuel généralisé peut être appliqué pour estimer les effets. Certaines exceptions ont été notées, incluant les formes organométalliques des métaux et le sélénium. Les auteurs ont aussi reconnu qu'il pouvait y avoir certains métaux et certaines associations d'espèces pour lesquels l'approche axée sur les résidus présents dans les tissus pouvait être efficace, mais ils ont ajouté que de telles situations devraient être validées sur le terrain.

Directives du guide d'ESEE sur l'utilisation de la bioaccumulation des métaux

Les extraits suivants proviennent des passages portant sur la recherche des causes du Guide pour l'étude du suivi des effets sur l'environnement aquatique par les mines de métaux de 2002. La section 5.22.3 portant sur les méthodes utilisées pour déterminer les biomarqueurs et les teneurs des métaux dans l'organisme indique ce qui suit :

Après avoir traité des métallothionéines (MT), la section poursuit ainsi :

Dans la même section, on souligne la facilité avec laquelle on peut mesurer la bioaccumulation.

Dans la section traitant des essais de toxicité létale et sublétale (section 5.22.4), le document stipule ce qui suit :

À la section 8.4.5.7, les directives relatives à l'utilisation de la bioaccumulation chez les organismes dans le cadre d'essais sur la toxicité des sédiments indiquent ce qui suit :

Cette section se poursuit comme suit :

La section 8.4.6 présente des lignes directrices sur l'application de données provenant d'un essai de 14 jours mené sur le Méné à grosse tête dans le cadre des directives relatives aux essais sur la qualité des sédiments. Cette section indique ce qui suit :

Ces extraits tirés du Guide pour l'étude du suivi des effets sur l'environnement aquatique par les mines de métaux soulèvent deux facteurs importants à considérer. Tout d'abord, la compréhension de la bioaccumulation des métaux en relation avec la toxicité était limitée au moment où le Guide a été élaboré. En effet, le Guide indique constamment « si le lien entre la bioaccumulation et la toxicité est connu », mais il n'indique rien de particulier sur les concentrations seuils associées à un effet, et il ne donne aucun exemple (p. ex., aucune mention quant au moment où une relation entre la bioaccumulation et la toxicité se crée). Le Guide ne fournit aucun critère aux fins d'évaluation quand des inférences peuvent être établies sur les causes de toxicité à partir de relations entre la bioaccumulation et la toxicité (c.-à-d. toute relation entre la bioaccumulation et la toxicité). Plus important encore, l'état actuel de la science (tel que l'ont établi les travaux d'Adams et al. [2010] et le cadre de travail de l'U.S. EPA sur les métaux) indique que la relation entre la bioaccumulation et la toxicité est confondue par la physiologie.

Ensuite, le fait que le Guide indique que la bioaccumulation peut être utilisée pour déduire la cause de la toxicité semble mal avisé.

En outre, d'après Adams et al. (2010), le Guide pourrait réellement freiner le développement de la science sur la bioaccumulation des métaux, parce qu'il ne réussit pas à mettre en évidence le fait qu'il y a une distinction entre les métaux accumulés contribuant à la toxicité au site d'action et les métaux présents sous des formes inactives du point de vue métabolique. Bien que des corrélations entre la bioaccumulation du métal et la toxicité puissent être démontrées dans le cas d'espèces uniques et d'expositions à un seul métal, il est peu probable que de telles corrélations puissent tenir la route dans différentes conditions environnementales. Les corrélations n'indiquent pas toujours une relation de cause à effet, en particulier quand la relation est compliquée par des facteurs de confusion, comme c'est le cas pour la bioaccumulation des métaux et la toxicité. L'extrapolation des corrélations établies à partir d'expositions à un seul métal en conditions de laboratoire pour des effluents complexes comprenant un mélange de contaminants potentiels, même si c'est pour une même espèce, nécessiterait une validation approfondie. L'extrapolation des relations à d'autres espèces n'est pas justifiée sans validation. Ces réserves et mises en garde relatives à l'application de la bioaccumulation dans le cadre d'une étude de recherche des causes semblent être complètement absentes du Guide (avec une seule exception importante relative à la bioaccumulation du Cu et du Zn qui est limitée aux invertébrés seulement).

Une grande partie des recherches citées dans le Guide est fondée sur des études portant sur Hyalella azteca. Les études citées sont excellentes et de grande qualité, et elles offrent des renseignements importants sur la relation entre la bioaccumulation et la toxicité chez cette espèce. L'analyse d'Adams et al. (2010) tient compte de ces études et indique que les relations avec la bioaccumulation élaborées pour Hyalella peuvent être relativement uniques. De plus, les récents travaux réalisés par Wang et al. (2004) indiquent que l'interprétation des données obtenues à partir des études sur Hyalella, en particulier en ce qui a trait aux contaminants présents dans les sédiments, n'est peut-être pas claire. Les lignes directrices sur les ESEE relatives à l'application de la bioaccumulation dans le cadre d'une étude de recherche des causes n'offrent pas ce degré d'analyse.

Par conséquent, il serait raisonnable et conseillé de réviser, de mettre à jour et de compléter les lignes directrices sur les ESEE en ce qui a trait à l'utilisation de la bioaccumulation dans le contexte des études de recherche des causes.

Autres approches relatives à la bioaccumulation : le modèle du ligand biotique pour la toxicité aiguë des métaux

Le modèle du ligand biotique fournit un exemple sur le moment où la bioaccumulation des métaux peut être appliquée avec succès en tant qu'indicateur d'un effet. Le modèle du ligand biotique est fondé sur des prédictions relatives à la liaison d'un métal au site d'action toxique, et cette approche intègre les interactions métalliques tout au long de la voie de toxicité exposition-absorption-accumulation. L'absorption de métaux dans le modèle du ligand biotique est basée sur des estimations de la biodisponibilité relative de différentes formes dissoutes (espèces) de métaux. Ces interactions entre les espèces de métaux et le ligand biotique sont incorporées dans le cadre de modélisation en équilibre. La force des modèles du ligand biotique réside dans le fait qu'ils tiennent compte simultanément de la spéciation géochimique et de la liaison relative des espèces de métaux (ou de l'absence de liaison) au site de toxicité. L'application du modèle du ligand biotique aux critères ou aux lignes directrices de qualité de l'eau s'appliquant à la toxicité aiguë est unique, parce qu'il s'agit d'une méthode propre au site basée sur la bioaccumulation; en outre, la relation prévue entre la bioaccumulation et la toxicité a été préalablement validée par des expériences menées pour une vaste gamme de compositions chimiques de l'eau.

Le modèle du ligand biotique a récemment été adopté en tant qu'outil servant à l'établissement de lignes directrices ou de critères de qualité de l'eau relativement à la toxicité aiguë pour un site en particulier. Ce modèle est aussi reconnu pour son application dans l'évaluation du risque et pour l'établissement d'objectifs liés aux rejets pour un site particulier. Son application dans le cadre du Programme d'ESEE ne s'étendrait pas aux inférences sur la recherche des causes. Cependant, le modèle est simple à utiliser et peut être utile pour fournir de l'information sur la biodisponibilité des métaux et pour établir les priorités entre les stratégies d'étude détaillées. Le développement du modèle du ligand biotique au cours des 15 dernières années offre des orientations utiles sur les approches à suivre pour l'élaboration d'outils sur la protection environnementale, et ce progrès souligne l'importance d'une compréhension mécaniste de la toxicité, d'une participation multilatérale, d'une recherche multidisciplinaire, du travail d'équipe, d'un investissement en recherche et d'une validation rigoureuse.

Autres approches relatives à la bioaccumulation

Les autres approches pour l'utilisation des relations entre la bioaccumulation et la toxicité pour les métaux sont beaucoup moins développées que le modèle du ligand biotique. Un domaine de recherche actif est l'application des techniques de fractionnement cellulaire. Ces méthodes caractérisent la bioaccumulation dans un tissu ou un organisme entier et, par l'entremise d'une homogénéisation, d'une centrifugation et de traitements thermiques, elles permettent de faire la distinction entre les formes détoxiquées de métaux et les formes actives sur le plan métabolique à l'intérieur d'une cellule. Le fractionnement cellulaire de métaux bioaccumulés a le potentiel de fournir de l'information utile sur la toxicité des métaux. Les fractions comprennent des granules riches en métaux, des débris cellulaires, des organites (p. ex., mitochondrie, microsomes et lysosomes), des protéines thermosensibles et des protéines non thermosensibles. Les études ont groupé les parcelles cellulaires en groupes sensibles aux métaux, comme les mitochondries et les protéines thermosensibles (où la toxicité du métal peut survenir), et en groupes inactifs sur le plan métabolique, comme les granules et les protéines non thermosensibles (où l'accumulation de métaux est bénigne) .

Une autre approche différente de la relation entre la bioaccumulation et la toxicité a été proposée par Adams et al. (2010). Dans cette approche, la relation entre la bioaccumulation et la toxicité est établie, mais pas au sein d'un même organisme. La bioaccumulation est évaluée sur un organisme résistant au métal chez lequel le métal est accumulé de façon importante et constante. La toxicité est évaluée chez un organisme sensible au métal (et donc pertinent du point de vue toxicologique), et les deux mesures sont mises en relation pour une exposition commune. La bioaccumulation par les organismes résistants offre une mesure de la biodisponibilité, et le critère d'effet toxique pourrait se trouver à tout niveau, c'est-à-dire sur le plan de la physiologie, de la toxicité pour l'organisme ou des indicateurs pour la communauté. La figure 1 présente un diagramme conceptuel de cette approche.

Figure 1 : Diagramme conceptuel d'une approche de remplacement établissant un seuil de bioaccumulation dans les tissus chez des organismes résistants en tant qu'indicateurs de toxicité chez des organismes sensibles
La figure 1 est un diagramme conceptuel d'une approche de remplacement établissant un seuil de bioaccumulation dans les tissus des organismes résistants considérés comme indicateurs de toxicité chez des organismes sensibles. Les flèches en traits pleins indiquent la progression à partir d'un critère d'effet sensible (pour un effet entraînant une inhibition de 50 % [p. ex. la croissance]) vers la concentration d'exposition, puis vers l'accumulation dans l'organisme résistant. Les nombres indiqués sur les axes sont arbitraires.

Références

Adams, W.J., R. Blust, U. Borgmann, K.V. Brix, D.K. Deforest, A.S. Green, J.S. Meyer, J.C. McGeer, P.R. Paquin, P.S. Rainbow et C.M. Wood. 2010. « Utility of tissue residues for predicting effects of metals on aquatic organisms », Integrated Environmental Assessment and Management. Sous presse. PMID : 21046571.
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Borgmann U. and Norwood W.P. 1997b. «Identification of the toxic agent in metalcontaminated sediments from Manitouwadge Lake, Ontario, using toxicity-accumulation relationships in Hyalella azteca. » Can. J. Fish. Aquat. Sci. 54: 1055-1063.
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Lisa D. Kraemer, Peter G.C. Campbell, Landis Hare. 2005. « Dynamics of Cd, Cu and Zn accumulation in organs and sub-cellular fractions in field transplanted juvenile yellow perch (Perca flavescens) », Environ. Pollut., 138 : 324-337.
McGeer et al. 2010. Chapitre 8 dans N. Bury et R. Handy (éd.), « Surface Chemistry, Bioavailability and Metal Homeostasis in Aquatic Organisms: An Integrated Approach », London (Royaume-Uni), Society for Experimental Biology.
Niyogi, S., et C.M. Wood. 2004. « Biotic Ligand Model, a Flexible Tool for Developing Site-Specific Water Quality Guidelines for Metals », Environ. Sci. Technol., 38 : 6177-6192.
Wallace WG, Lee BG, Luoma SN. 2003. Subcellular compartmentalization of Cd and Zn in two bivalves. I. « Significance of metal-sensitive fractions (MSF) and biologically detoxified metal (BDM) », Mar. Ecol. Prog. Ser., 249 : 183-197.
Feiyue Wang, Richard R. Goulet, Peter M. Chapman. 2004. « Testing sediment biological effects with the freshwater amphipod Hyalella azteca: the gap between laboratory and nature», Chemosphere, 57: 1713-1724.

Réferénce supplémentaire

Paul R. Paquin, Joseph W. Gorsuch, Simon Apte, Graeme E. Batley, Karl C. Bowles, Peter G. C. Campbell, Charles G. Delos, Dominic M. Di Toro, Robert L. Dwyer, Fernando Galvez, Robert W. Gensemer, Gregory G. Goss, Christer Hogstrand, Colin R. Janssen, James C. McGeer, Rami B. Naddy, Richard C. Playle, Robert C. Santore, Uwe Schneider, William A. Stubblefield, et al. « The biotic ligand model: a historical overview. 2002. Comp. Biochem. Physiol., 133C : 3-35.

Questions/Discussion

Commentaire : L'analyse des données sera incluse dans le modèle du ligand biotique. Veuillez noter que certaines données doivent être obtenues à partir de sources non traditionnelles.
Commentaire : Les exceptions pour le modèle du ligand biotique comprennent :
- le thiosulfate peut augmenter la disponibilité des métaux;
- les xanthates peuvent former des complexes avec les métaux.
Par conséquent, tout autre ligand pouvant être présent doit être pris en considération.

Quantification des effets cumulatifs des facteurs d'agression multiples : utilisation de l'analyse de redondance

Résumé

La plupart des évaluations des effets cumulatifs sont descriptives plutôt que quantitatives. Il manque des outils statistiques pour départager les effets cumulatifs des facteurs d'agression multiples. L'intérêt récent porté sur les facteurs d'agression multiples a souligné la nécessité d'avoir des outils permettant d'évaluer quantitativement les effets cumulatifs de deux facteurs d'agression ou plus. À l'aide des données fondées sur les évaluations des effets des mines de métaux et des fabriques de pâtes et papiers sur l'environnement, nous utilisons la régression multiple multidimensionnelle, ou l'analyse de redondance, afin de départager les effets cumulatifs de deux facteurs d'agression. La variation de quatre mesures de la communauté benthique est segmentée entre les caractéristiques de l'habitat naturel et les effets distincts des effluents des mines de métaux et des fabriques de pâtes et papiers. Cette approche permet de quantifier les effets individuels et combinés de différents facteurs d'agression pouvant potentiellement avoir des impacts sur la communauté benthique en offrant un outil quantitatif pour l'évaluation des effets cumulatifs et permettant une évaluation objective des impacts distincts des facteurs d'agression multiples.

Introduction

En vertu du Programme fédéral des études de suivi des effets sur l'environnement (ESEE) du Règlement sur les effluents des fabriques de pâtes et papiers et du Règlement sur les effluents des mines de métaux en application de la Loi sur les pêches du Canada, les fabriques de pâtes et papiers et les mines de métaux sont tenues d'évaluer les répercussions potentielles de leurs rejets sur les populations de poissons et les communautés d'invertébrés benthiques (Dumaresq et al., 2002; Walker et al., 2002, 2003). Le protocole expérimental le plus couramment utilisé dans les ESEE est le protocole amont aval ou le protocole contrôle-impact; avec un tel protocole, les sources en amont peuvent représenter un facteur de confusion ayant une incidence sur les conditions du site de référence (Glozier et al., 2002; Lowell et al., 2002). Ainsi, les zones potentiellement touchées situées en aval de l'effluent sont exposées aux effets cumulatifs de la source en amont et de l'effluent en question. Bien que le concept d'évaluation des effets cumulatifs existe depuis longtemps dans le domaine de l'évaluation des impacts environnementaux (p. ex., Smit et Spaling, 1995, Duinker et Greig, 2006), les évaluations des effets cumulatifs dans les ESEE sont généralement reconnues pour être en grande partie inadéquates.

La plupart des études portant sur les effets cumulatifs de multiples facteurs d'agression utilisent des analyses à une variable pour évaluer une réponse biologique à la fois, par rapport à plusieurs variables explicatives (p. ex., Lowell et Culp, 1999; Culp et al., 2000). Les approches à plusieurs variables sont moins utilisées, malgré le fait que la plupart des ensembles de données comprennent un certain nombre de variables pour la réponse biologique (p. ex., Scrimgeour et Chambers, 2000). Une variété d'approches à multiples variables peuvent être utilisées, incluant l'analyse de redondance, aussi appelée la régression multiple multidimensionnelle, pour répartir la variation touchant de multiples variables de réponse entre un certain nombre de variables explicatives différentes.

Dans cette présentation, nous utilisons l'analyse de redondance afin de répartir de façon quantitative la variation de quatre critères aux fins des ESEE sur les invertébrés benthiques (densité totale des invertébrés, richesse taxonomique, indice de régularité de Simpson et indice de Bray-Curtis) dans des composantes associées à ce qui suit :

1. la variation non contrôlée de l'habitat naturel
2. une source ponctuelle en amont et
3. l'effluent d'une installation située en amont ainsi que les interactions bidirectionnelles et tridirectionnelles

Méthodes

Les ensembles de données provenant d'ESEE portant sur deux grandes rivières situées sur deux sites distincts du nord de l'Ontario ont été combinés pour créer une situation hypothétique avec une fabrique de pâtes et papiers située en amont d'une mine de métaux. Les deux ensembles de données portaient sur cinq répétitions d'échantillons pour des invertébrés benthiques prélevés avec une petite benne Ponar dans la zone de référence en amont, ainsi que dans la zone fortement exposée, dans la zone peu exposée et dans la zone très peu exposée, tandis que l'évaluation relative à la fabrique de pâtes et papiers comprenait des données additionnelles sur une zone vraiment très peu exposée. Des échantillons d'eau et de sédiments ont aussi été prélevés dans chaque zone. Les conditions de l'habitat étaient caractérisées par la profondeur de l'eau, le pourcentage de sable et le pourcentage d'argile. La source ponctuelle constituée par la fabrique de pâtes et papiers située en amont était caractérisée par la teneur en carbone organique total (COT) dans les sédiments ainsi que par les concentrations d'azote total et de phosphore total dans l'eau. L'effluent en aval de la mine de métaux était plutôt caractérisé par les concentrations de cuivre (Cu), de zinc (Zn) et de molybdène (Mo) dans la rivière. Puisque les exigences relatives à la fabrique de pâtes et papiers ne comprenaient pas les concentrations de métaux, les valeurs pour les cinq zones de la fabrique ont été estimées comme étant la moitié de la concentration déclarée dans la zone de référence en amont pour l'effluent de la mine.

La variation totale des quatre critères des ESEE était initialement quantifiée avec une analyse en composantes principales à l'aide d'une matrice de corrélation. La somme des valeurs propres provenant de cette analyse en composantes principales indiquait la variation totale dans l'ensemble des quatre variables de réponse. Une série de sept analyses de redondance a été utilisée pour analyser l'ensemble des données combinées (les neuf variables explicatives) et pour répartir la variation des quatre critères des ESEE, conformément aux trois facteurs principaux suivants : l'habitat, les nutriants et les métaux, où chaque facteur principal était représenté par trois variables. Les composantes de la variance étaient exprimées en tant que proportion de la variation totale expliquée par chacun des principaux effets ainsi que leurs interactions bidirectionnelles et tridirectionnelles (p. ex., voir Qinghong et Brakenhielm, 1995; Anderson et Gribble, 1998; Okland, 2003). Toutes les analyses numériques ont été réalisées à l'aide du logiciel Excel® (Microsoft Corporation, 2003) avec des diagrammes de double projection (Lipkovich et Smith, 2001).

Résultats

Les trois facteurs ont expliqué 48,4 % de la variation dans les quatre critères des ESEE (figure 1). La variation de l'habitat naturel a représenté 13,2 % de la variation, tandis que les effets séparés de la fabrique de pâtes et papiers et de la mine de métaux ont expliqué 21,5 % et 36,9 % de la variation des mesures des ESEE, respectivement. Étant donné les corrélations entre les neuf variables explicatives, il y avait un chevauchement considérable entre les trois ensembles de variables explicatives. Par conséquent, les effets combinés pour la fabrique de pâtes et papiers et la mine de métaux ont représenté 35,3 % de la variation, quand les effets liés à l'habitat et leurs interactions étaient éliminés (c.-à-d., 15,9 + 15,0 + 4,4). Individuellement, l'effluent de la mine de métaux n'a représenté que 15,9 % de la variation dans les critères des ESEE, ce qui était beaucoup plus élevé que les 4,4 % associés aux effets uniques de l'effluent de la fabrique de pâtes et papiers; ce résultat semble indiquer que la mine de métaux a eu un effet plus important que la fabrique de pâtes et papiers sur les organismes benthiques. Cependant, les effets communs des effluents de la fabrique de pâtes et papiers et de la mine ont expliqué 15 % de la variation des mesures des ESEE. Étant donné que l'effluent de la fabrique de pâtes et papiers était situé en amont de la mine de métaux, la fabrique de pâtes et papiers a représenté 19,4 % de la variation des mesures des ESEE (c.-à-d., 4,4 + 15,0), tandis que la variation unique (additionnelle) associée à l'effluent de la mine de métaux était de 15,9 %.

Analyse

Deux ensembles de données provenant d'ESEE ont été réunis dans cette analyse pour illustrer la façon de quantifier les effets cumulatifs avec des données « réelles » plutôt qu'avec des données simulées. Ainsi, l'analyse de redondance a servi à répartir la variation entre les quatre variables de réponse des ESEE en fonction de trois influences différentes (p. ex., habitat, effluent de mine et effluent de fabrique de pâtes et papiers). Chaque influence a été caractérisée par trois variables qui étaient associées à chaque facteur de manière à distinguer les impacts séparés. Bien que nous ayons utilisé neuf variables explicatives pour équilibrer le nombre de variables entre les trois facteurs et pour simplifier l'analyse, d'autres variables explicatives seraient normalement utilisées dans les applications en situation réelle (p. ex., Scrimgeour et Chambers, 2000). De plus, des mesures individuelles doivent être prises pour chaque répétition d'échantillon dans chaque zone afin d'obtenir de meilleures estimations des relations sous-jacentes entre le facteur d'agression et la réponse.

Dans le contexte d'une évaluation des effets cumulatifs, la répartition de la variance à l'aide de l'analyse de redondance a indiqué que les effets liés à l'habitat (13,2 %) étaient moins importants que les effets liés à la fabrique de pâtes et papiers (21,5 %), lesquels étaient moins importants que les effets liés à la mine de métaux (36,9 %). Bien que les trois facteurs aient permis d'expliquer 48,4 % de la variation dans les quatre critères des ESEE, les effets combinés de la fabrique de pâtes et papiers et de la mine représentaient 35,3 % de la variation, quand les effets liés à l'habitat et leurs interactions étaient éliminés. Fait intéressant, les effets communs des effluents de la fabrique de pâtes et papiers et de la mine ont permis d'expliquer 15,0 % de la variation des critères des ESEE. Bien que l'effluent de la mine de métaux ait représenté uniquement 15,9 % de la variation des mesures des ESEE, l'effluent de la fabrique de pâtes et papiers en amont a expliqué 19,4 % de la variation des critères des ESEE, ce qui semble indiquer que la mine de métaux située en aval avait un effet moins important que la fabrique de pâtes et papiers sur les organismes benthiques.

Dans cette analyse des effets cumulatifs, nous avons supposé que les deux effluents et les autres effluents qui y étaient associés pouvaient être caractérisés par des variables explicatives qui étaient facilement mesurées sur l'ensemble de la zone de l'étude. De manière à obtenir de meilleurs résultats, certaines des variables explicatives doivent être uniquement associées à chaque effluent de manière à caractériser (et à distinguer) les répercussions uniques de chaque effluent. Dans les études à venir, des variables caractéristiques devront être établies pour d'autres influences anthropiques (p. ex., l'urbanisation). En outre, une meilleure compréhension des courbes pour la relation entre les facteurs d'agression et la réponse (p. ex., Gray, 1989) et de l'influence des facteurs liés à l'habitat sur ces réponses nous aidera à mieux interpréter les résultats de l'évaluation sur les effets cumulatifs. Étant donné que l'analyse de redondance peut être utilisée pour départager les effets cumulatifs de multiples facteurs d'agression, nous avons maintenant besoin de plusieurs ensembles de données provenant de situations réelles portant sur de multiples effluents avec un protocole expérimental approprié et des sites de contrôle ou de référence adaptés en amont afin de mieux illustrer l'applicabilité et la grande utilité de cette approche pour l'évaluation des effets cumulatifs.

Références

Anderson, M.J., et N.A. Gribble. 1998. « Partitioning variation among spatial, temporal and environmental components in a multivariate data set », Austral. J. Ecol., 23 : 158-167.
Culp, J.M., K.J. Cash et F.J. Wrona. 2000. « Cumulative effects assessment for the Northern River basins Study », J. Aquat. Ecosystem Stress Recovery, 8 : 87-94.
Duinker, P.N., et L.A. Greig. 2006. « The impotence of cumulative effects assessment in Canada: Ailments and ideas for redeployment », Environ. Manag., 37 : 153-161.
Dumaresq, C., K. Hedley et R. Michelutti. 2002. « Overview of the metal mining environmental effects monitoring program », Water Qual. Res. J. Can., 37 : 213-218.
Glozier, N.E., J.M. Culp, T.B. Reynoldson, R.C. Bailey, R.B. Lowell et L. Trudel. 2002. « Assessing metal mine effects using benthic invertebrates for Canada's environmental effects program », Water Qual. Res. J. Can., 37 : 251-278.
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Figure 1 : A - Tableau de répartition de la variance; B - Diagramme de Venn (non à l'échelle) présentant le pourcentage de variance réparti parmi les trois facteurs et leurs interactions bidirectionnelles et tridirectionnelles
La figure 1 est une série de deux images. L'image A est un tableau représentant la répartition de la variance. Les renseignements fournis comprennent l'analyse effectué, l'ordination, la répartition dans la figure B, la variance et le pourcentage. L'image B est un diagramme de Venn associé au tableau A et qui présente le pourcentage de variance réparti parmi les trois facteurs et leurs interactions bidirectionnelles et tridirectionnelles.

Questions/Discussio

Q : Cette analyse tient-elle compte de la superficie totale de la zone étudiée? Comment est ce que cela explique la variance?
R : L'utilisation de l'analyse de régression multiple doit tenir compte de cette variable. Par exemple, puisque la mine de métaux est située en aval d'une fabrique de pâtes et papiers (dans l'exemple de la présentation), l'influence de la mine de métaux ne s'étend pas en amont.

Q : Quelles sont les données nécessaires pour mener une telle analyse?
R : Chaque étude porte sur des sites différents. Cependant, cela crée un nouveau problème, puisque le degré de liberté augmente dans un modèle de régression multiple.

Q : Comment les variables sont-elles choisies?
R : Elles sont choisies en examinant les variables supérieures aux limites de détection, ou celles qui sont communes à tous les sites d'échantillonnage.

Q : Existe-t-il des études tenant compte des effluents d'eaux usées?
R : Non, nous ne connaissons aucune étude de la sorte. Les sources municipales ponctuelles sont plus pertinentes, mais le nombre de sources ponctuelles analysées doit être limité afin de réduire le degré de liberté (c.-à-d., pour réduire au minimum l'erreur ou la variabilité due à la possibilité de voir si l'effet était en corrélation avec la source de l'effluent).

Distinguer la qualité actuelle de l'effluent de la contamination historique en utilisant un outil de surveillance en laboratoire axé sur la recherche des causes

Introduction

À l'heure actuelle, le Programme d'ESEE d'Environnement Canada exige que la source d'effets confirmés sur le terrain et la cause des effets soient déterminées pendant la phase de « recherche des causes ». Comme de plus en plus d'installations entament la phase de recherche des causes des ESEE, l'accès à de meilleurs outils de recherche devient un besoin prioritaire. À cet égard, l'un des outils potentiels évalué par la Section des méthodes biologiques est une méthode d'essai pour mesurer la toxicité de l'eau et des sédiments faisant appel à l'amphipode d'eau douce Hyalella azteca. Cet organisme habitant dans les sédiments est utilisé régulièrement dans les études menées sur le terrain et en laboratoire pour rechercher la source et la cause de la toxicité des sédiments (Shuhaimi-Othman et al., 2006; Borgmann et al., 2004; Couillard et al., 2008; Ingersoll et al., 2000; Borgmann et Norwood, 2002; Nowierski et al., 2006). Une méthode normalisée pour cet organisme existe déjà à la Section des méthodes biologiques (SPE 1/RM/33 : Essai de survie et de croissance de l'amphipode dulcicole Hyalella azteca dans les sédiments), laquelle a été publiée à l'origine en 1997 et dont la mise à jour est prévue en 2010. Au cours des deux dernières années, deux mines (avec des facteurs de confusion) ont prélevé volontairement des échantillons de leur effluent et des sédiments en vue de mener des expériences sur H. azteca dans l'espoir de mettre au point cet outil pour la recherche des causes. Dans les deux cas, les rapports d'interprétation des ESEE ont indiqué qu'il n'était pas possible de séparer les effets de l'effluent actuel de ceux associés à l'accumulation historique de métaux dans les sédiments. Les résultats de cette recherche seront intégrés ultérieurement à la version révisée de la méthode SPE 1/RM/33, de telle sorte qu'une approche normalisée pour la recherche des causes puisse être mise en œuvre.

Matériel et méthodes

Étude no 1
La première étude portait sur un petit lac d'amont qui reçoit actuellement des effluents miniers traités, mais qui reçoit également des dépôts de sédiments provenant d'activités industrielles ayant eu lieu au cours des quelque 100 dernières années. Des échantillons de sédiments (environ 5 L de sédiments analysables) ont été prélevés sur le site fortement exposé à l'effluent, à deux endroits situés à environ 8 m l'un de l'autre, à l'aide d'une benne Ponar (à une profondeur d'environ 5 à 10 cm) et à un seul endroit dans le lac de référence. Les échantillons d'eau (deux contenants de 23 L) du site fortement exposé à l'effluent et du site de référence ont été prélevés à environ 1 m au-dessus du fond du lac. De plus, un échantillon de l'effluent de la mine (23 L) a été prélevé et analysé pour déterminer la toxicité sublétale pour Ceriodaphnia dubia (Environnement Canada, 2007) à des fins de comparaison avec les données historiques sur la toxicité sublétale et en vue de s'assurer que la qualité actuelle de l'effluent ne représentait pas une variable importante dans la présente étude. L'analyse des sédiments à l'aide de la méthode SPE 1/RM/33 a été réalisée avec chacun des types de sédiments suivants : 1) sédiments contaminés en aval de l'effluent de la mine (site d'exposition), 2) sédiments prélevés sur le site de référence (référence provenant du terrain), et 3) sédiments de référence du laboratoire (référence de laboratoire). Pour chaque type de sédiments, différents types d'eaux sus-jacentes ont été utilisés. Les différences sur le plan de la dureté de l'eau entre l'eau du site de référence (eau de référence), l'eau du milieu récepteur mélangée à l'effluent et prélevée sur le terrain (eau du lac) et l'eau de dilution/culture de laboratoire (eau de dilution de laboratoire) ont été prises en compte en diminuant la dureté de l'eau de dilution de laboratoire afin qu'elle corresponde à celle de l'eau de référence ou de l'eau du lac. Ainsi, la dureté de l'eau de dilution de laboratoire (initialement de 300 mg/L sous forme de CaCO3) a été abaissée à une dureté d'environ 90 ou 140 mg/L afin d'être comparable à celle de l'eau de référence ou de l'eau du lac, respectivement. Des essais de toxicité portant uniquement sur les eaux ont aussi été réalisés avec chaque type d'eau. Pour chaque essai et sédiments de référence, un échantillon témoin de sédiments propres a été établi à l'aide d'une eau témoin appropriée (c. à d., témoin normalisé ou un des témoins ajustés en fonction de la dureté) en tant que source d'eau sus-jacente. Une caractérisation minimale des sédiments a aussi été réalisée sur tous les échantillons (c. à d., carbone organique total [COT], taille des particules et teneur en eau).

Étude no 2
La deuxième étude portait sur deux mines d'or souterraines qui rejettent des effluents traités dans le même lac récepteur. Des échantillons de sédiments (environ 6 L de sédiments analysables) ont été prélevés sur le site fortement exposé à l'effluent et sur le site de référence à l'aide d'une benne Ponar (profondeur d'environ 7 cm). Des échantillons d'eau (deux contenants de 23 L) du site fortement exposé à l'effluent et du site de référence ont été prélevés par le personnel de la mine (à environ 1 m au-dessus du fond du lac). L'analyse des sédiments à l'aide de la méthode SPE 1/RM/33 a été réalisée avec chacun des types de sédiments suivants : 1) sédiments contaminés en aval de l'effluent de la mine (site d'exposition), 2) sédiments prélevés sur le site de référence (référence provenant du terrain), et 3) sédiments de référence du laboratoire (référence de laboratoire). Pour chaque type de sédiments, différents types d'eaux sus-jacentes ont été utilisés. Les différences sur le plan de la dureté de l'eau entre l'eau du site de référence (eau de référence) et l'eau de dilution/culture de laboratoire (eau de dilution de laboratoire) ont été prises en compte en augmentant la dureté de l'eau du site afin qu'elle corresponde à celle de l'eau de laboratoire. Ainsi, la dureté de l'eau de référence (initialement de 30 mg/L sous forme de CaCO3) a été augmentée à une dureté d'environ 300 mg/L afin d'être comparable à celle de l'eau de dilution de laboratoire. Cette mesure a été prise pour réduire au minimum toute agression potentielle sur les organismes soumis à l'essai pouvant avoir été causée par la faible dureté de l'eau de référence. La dureté de l'eau a été ajustée conformément à la méthode d'essai d'Environnement Canada (1990) pour Daphnia magna. Des essais portant uniquement sur les eaux ont aussi été réalisés sur chaque type d'eau. Pour chaque essai et sédiments de référence, un échantillon témoin de sédiments propres a été préparé à l'aide d'une eau témoin appropriée (c.-à-d., témoin normalisé ou un des témoins ajustés en fonction de la dureté) en tant que source d'eau sus-jacente. Une caractérisation minimale des sédiments a aussi été réalisée sur tous les échantillons (c.-à-d., COT, taille des particules et teneur en eau). De plus, les métaux totaux ont aussi été mesurés dans tous les échantillons de sédiments, tandis que les métaux totaux et les métaux dissous ont été analysés dans tous les échantillons d'eau.

Essai d'exposition aux sédiments d'une durée de 14 jours à l'aide de l'amphipodeHyalella azteca
Des essais statiques d'une durée de 14 jours portant sur la survie et la croissance de l'amphipode H. azteca (organismes âgés de deux à neuf jours) ont été menés en suivant la méthode SPE 1/RM/33 d'Environnement Canada (Environnement Canada, 1997). L'eau sus-jacente était continuellement aérée durant toute la durée des essais. Les essais ont été menés à l'aide de béchers en verre de forme haute de 300 ml contenant 100 ml de sédiments. De l'eau sus-jacente (175 ml) a été ajoutée à chaque récipient d'essai de répétition et de contrôle. Au total, 50 organismes ont été exposés à chaque combinaison sédiments-eau (c. à d., 10 organismes pour chacun des cinq récipients d'essai de répétition). Vingt-quatre heures avant l'ajout des organismes, chaque cuve d'essai a été aérée à un taux d'environ deux à trois bulles par seconde. Au début de l'essai, les organismes ont été assignés de façon aléatoire aux béchers d'essai jusqu'à ce que chaque bécher contienne 10 organismes. Un mélange de levure, de CerophyllMC et de nourriture pour truites (contenant environ 2,7 g/L de matières solides) a été ajouté à raison de 1,5 ml/jour. Les résultats des essais étaient basés sur le pourcentage moyen de survie et sur le poids sec moyen des organismes survivants. Un essai était considéré non valide si la survie pour le traitement de contrôle était inférieure à 80 % ou si le poids sec moyen pour les réplicats des groupes de contrôle était inférieur à 0,1 mg par organisme survivant.

Essais d'une durée de 14 jours sur l'exposition dans l'eau menés à l'aide de l'amphipode Hyalella azteca
Les essais portant sur les eaux étaient fondés sur la méthode SPE 1/RM/33 d'Environnement Canada (Environnement Canada, 1997) et sur la version préliminaire d'une méthode pour l'essai dans les eaux élaborée par Borgmann et al. (2005). Cette dernière méthode était conçue uniquement pour évaluer la toxicité liée à l'ammoniac dans le cadre d'un essai statique mené sur une période de 10 jours, avec quatre répétitions pour 20 organismes (âgés de un à 11 jours) et la survie comme seul paramètre d'intérêt; donc, cette méthode a été modifiée pour répondre à nos besoins. En comparaison, le protocole actuel d'essai sur les eaux était basé sur un essai d'exposition statique à renouvellement d'une durée de 14 jours visant à examiner la survie et la croissance des organismes mis à l'essai. L'eau sus-jacente était renouvelée à raison de trois fois par semaine. Les essais ont été menés en absence de sédiments. Cependant, une petite quantité de grillage en Nytex a été ajoutée à chaque récipient afin d'agir comme substrat adapté pour les organismes mis à l'essai. L'eau sus-jacente n'était pas aérée, car on prévoyait que le renouvellement des solutions d'essai maintiendrait les concentrations d'oxygène dissous à un niveau acceptable. Les résultats des essais étaient basés sur le pourcentage moyen de survie et sur le poids sec moyen des organismes survivants.

Résultats et conclusions

Étude no 1
Les résultats sur la survie et la croissance de l'amphipode H. azteca provenant des essais sur les sédiments et sur les eaux seulement ont été comparés et sont présentés dans les figures 1 et 2, respectivement. Aucune différence significative n'a été observée sur le plan de la survie des organismes entre l'essai de référence sur les sédiments en laboratoire et l'essai sur l'eau de dilution de laboratoire (survie de 100 % dans les deux essais). En comparaison, un taux de survie significativement plus bas a été observé dans l'essai sur les sédiments de référence provenant du terrain (75 % de survie) comparativement à l'essai sur l'eau de référence (100 % de survie). De même, un taux de survie significativement plus bas (86 %) a été observé au cours de l'essai d'exposition aux sédiments comparativement à l'essai portant sur l'eau du lac seulement (survie de 100 %). Les essais menés sur les eaux seules ont entraîné une croissance significativement inférieure des organismes comparativement aux essais menés sur les sédiments. Cependant, ces résultats doivent être interprétés avec réserve, car aucun des essais portant sur les eaux seules n'a atteint le critère minimal de croissance (le poids sec moyen était inférieur à 0,1 mg dans tous les échantillons).

Figure 1 : Données sur la survie de l'amphipode H. azteca pour la première étude - exposition aux sédiments et exposition à l'eau seulement
La figure 1 est un diagramme à barres présentant les données de survie de l'amphipode H. azteca pour la première étude, et qui compare l'exposition aux sédiments et l'exposition à l'eau seulement. L'axe des X représente différents types d'exposition, alors que l'axe des Y représente le taux moyen de survie, en pourcentage.

Figure 2 : Données sur la croissance de l'amphipode H. azteca pour la première étude - exposition aux sédiments et exposition à l'eau seulement
La figure 2 est un diagramme à barres présentant les données de croissance de l'amphipode H. azteca pour la première étude, et qui compare l'exposition aux sédiments et l'exposition à l'eau seulement. L'axe des X représente différents types d'exposition, alors que l'axe des Y représente le poids sec moyen, en pourcentage.

Les essais initiaux portant sur l'exposition à des sédiments et aux eaux durant la première étude n'étaient pas concluants en raison du degré élevé de variations et de l'incapacité des essais menés sur les eaux d'atteindre les critères de validité de l'essai pour la croissance. Par conséquent, des études plus approfondies ont été entamées en vue d'améliorer les résultats des essais et de réduire la variabilité du critère de la croissance durant les essais menés sur les eaux. Les résultats de ces études ne sont pas abordés dans le présent article.

Les essais initiaux portant sur l'exposition à des sédiments et aux eaux durant la première étude n'étaient pas concluants en raison du degré élevé de variations et de l'incapacité des essais menés sur les eaux d'atteindre les critères de validité de l'essai pour la croissance. Par conséquent, des études plus approfondies ont été entamées en vue d'améliorer les résultats des essais et de réduire la variabilité du critère de la croissance durant les essais menés sur les eaux. Les résultats de ces études ne sont pas abordés dans le présent article.

Étude no 2
Les résultats d'études visant à améliorer les résultats (particulièrement sur la croissance des organismes) des essais sur les eaux seules n'ont pas été concluants, et d'autres études ont été requises pour définir les conditions optimales en vue de réaliser de tels essais. Entre-temps, un nouveau plan d'étude de recherche des causes (ne se fiant pas uniquement aux essais menés sur les eaux) a été élaboré et mis en œuvre avec des échantillons provenant d'une deuxième installation minière. Le nouveau plan d'étude comprenait les combinaisons suivantes de sédiments et d'eaux sus-jacentes.

Ce tableau présente le nouveau plan d'étude comprenant diverses combinaisons de sédiments et d'eau sus-jacente. Les types de sédiments incluent les sédiments du site exposé, les sédiments provenant du site de référence et les sédiments de référence du laboratoire. Ces types de sédiments sont combinés à divers types d'eau, notamment l'eau de dilution de laboratoire, l'eau de référence et l'eau du lac.

Le plan d'étude a permis de faire une distinction claire entre les répercussions biologiques associées à la qualité actuelle de l'effluent et les répercussions liées à la contamination historique des sédiments. La combinaison de sédiments du site exposé et de l'eau du lac représente le milieu récepteur le plus réaliste et actuel, car elle permet d'évaluer les effets combinés de la contamination historique des sédiments et de la qualité actuelle de l'effluent lorsqu'il est combiné avec l'eau du milieu récepteur. Les résultats de ces essais peuvent être comparés à la combinaison des sédiments du site de référence et de l'eau du lac ou à la combinaison des sédiments de référence du laboratoire et de l'eau du lac pour déterminer si l'eau du lac en tant que telle peut contribuer à la réduction de la survie ou de la croissance des organismes en l'absence de sédiments contaminés par le passé. La combinaison de sédiments du site de référence et d'eau de référence permet de créer un milieu de contrôle en l'absence de sédiments contaminés. Il importe de noter qu'en utilisant une combinaison de sédiments provenant du site et du laboratoire et d'échantillons d'eau, le plan d'étude tient également compte de l'influence que peut avoir la composition chimique de l'eau propre au site (p. ex., carbone organique dissous [COD] dans le milieu récepteur) sur la toxicité.

Les résultats des essais menés sur les sédiments sont résumés à la figure 3. Un taux de mortalité de 100 % a été observé au cours de tous les essais sur les sédiments du site exposé, pour tous les types d'eau sus-jacente confondus (eau de dilution de laboratoire, eau de référence ou eau du lac). Un taux de survie de 100 % a été observé au cours de tous les essais sur les sédiments du site de référence et les sédiments de référence du laboratoire, pour tous les types d'eau sus-jacente confondus. Aucune différence significative n'a été observée sur le plan de la croissance des organismes quand de l'eau du lac (poids sec moyen de 0,259 mg) ou de l'eau de dilution de laboratoire (poids sec moyen de 0,287 mg) était ajoutée aux sédiments de référence du laboratoire. Cependant, comparativement à la combinaison de sédiments de référence du laboratoire et d'eau de dilution de laboratoire (poids sec moyen de 0,287 mg), une croissance significativement moindre a été observée quand de l'eau de référence était ajoutée aux sédiments de référence du laboratoire (poids sec moyen de 0,154 mg). Quand de l'eau du site de référence était utilisée comme eau sus-jacente, aucune différence significative n'a été observée sur le plan de la croissance des organismes quand des sédiments du site de référence (poids sec moyen de 0,128 mg) ou des sédiments de référence du laboratoire (poids sec moyen de 0,154 mg) ont été analysés. Cependant, la plus faible croissance globale des organismes a été observée dans ces scénarios d'analyse. Une croissance significativement inférieure a été observée chez les organismes présents dans la combinaison de sédiments du site de référence et d'eau de référence (poids sec moyen de 0,128 mg) comparativement aux organismes présents dans la combinaison de sédiments du site de référence et d'eau de dilution de laboratoire (poids sec moyen de 0,255 mg). Néanmoins, aucune différence significative n'a été observée quand de l'eau de laboratoire était utilisée comme eau sus-jacente dans les essais menés avec des sédiments du site de référence (poids sec moyen de 0,255 mg) ou des sédiments de référence du laboratoire (poids sec moyen de 0,287 mg).

Figure 3 : Données sur la croissance de l'amphipode H. azteca pour la deuxième étude - exposition aux sédiments
La figure 3 est un diagramme à barres qui présente les données de croissance de l'amphipode H. azteca pour la deuxième étude qui comprend diverses expositions aux sédiments. L'axe des X représente les types de combinaisons de sédiments et d'eau, alors que l'axe des Y représente le poids sec moyen (en mg).

Bien que les conditions optimales n'aient pas été établies pour les essais sur les eaux seules, les essais ont tout de même été menés avec chacun des échantillons d'eau du lac et d'eau de référence utilisés dans les essais sur les sédiments (les essais comportaient également une eau de dilution de laboratoire). Tous les essais menés sur les eaux ont atteint le critère minimal de validité sur le plan de la survie (survie supérieure ou égale à 80 %). Bien qu'il n'y ait eu aucune différence significative sur le plan de la survie ou de la croissance des organismes entre les trois types d'échantillons d'eau (eau de dilution de laboratoire, eau de référence et eau du lac), les essais n'ont pas atteint ou ont tout juste atteint le critère minimal relatif à la croissance (poids sec moyen allant de 0,092 à 0,102 mg).

Les résultats des essais menés dans le cadre de l'étude no 2 ont indiqué qu'il n'y avait aucune différence significative quand de l'eau du lac ou de l'eau de dilution de laboratoire était ajoutée à des sédiments de référence du laboratoire, ce qui semble indiquer que l'eau actuelle du lac n'a pas conféré de toxicité aux organismes H. azteca. Cependant, un taux de mortalité de 100 % a été observé au cours de tous les essais sur les sédiments du site exposé, pour tous les types d'eau sus jacente confondus (eau de dilution de laboratoire, eau de référence ou eau du lac). Ces résultats indiquent nettement que la contamination historique des sédiments a contribué aux répercussions actuelles au sein de la communauté d'invertébrés benthiques. Les essais ont aussi indiqué que l'échantillon d'eau de référence pouvait avoir contribué à la croissance réduite de l'amphipode H. azteca parce qu'une croissance significativement inférieure a été observée chez les organismes quand de l'eau de référence était ajoutée aux sédiments du site de référence (comparativement à l'ajout d'eau de dilution de laboratoire à des sédiments du site de référence). Même si l'eau sus-jacente était renouvelée à raison de trois fois par semaine dans les essais sur les sédiments (pour remplacer la perte de contaminants qui peut survenir durant l'essai), il serait bénéfique de perfectionner davantage la méthodologie de l'essai sur les eaux en permettant qu'une autre approche soit utilisée de manière à faire la distinction entre les effets des sédiments contaminés par le passé (contamination historique) et les effets des eaux sus jacentes de la rivière, situées en aval du point de rejet de la mine, qui reçoivent actuellement l'effluent.

Sommaire et recommandations

Les résultats combinés de l'étude actuelle indiquent que la méthode d'essai d'Environnement Canada portant sur H. azteca (SPE 1/RM/33) est un outil rapide, rentable et facilement accessible qui, lorsqu'il est combiné à des relevés sur les communautés benthiques et à des analyses chimiques, peut être utilisé pour distinguer les effets biologiques de la contamination historique des sédiments de la qualité actuelle de l'effluent. Cependant, la variabilité temporelle sur le plan des constituants de l'effluent doit être prise en considération au moment de décider si la qualité actuelle de l'effluent peut avoir une incidence sur la communauté d'invertébrés benthiques. Autrement dit, un échantillonnage isolé est un « portrait figé » dans le temps qui serait jugé insuffisant pour confirmer si la qualité actuelle de l'effluent à elle seule a des effets néfastes sur les populations d'invertébrés benthiques. De plus, Borgmann et al. (2004) ont signalé que la combinaison des changements au sein de la communauté benthique, de la toxicité des sédiments, de la composition chimique des sédiments, des charges corporelles chez H. azteca et des concentrations dans les eaux sus-jacentes (incluant les concentrations seuils associées à un effet) permettait d'obtenir la meilleure indication des effets et de leurs causes dans les lacs contaminés par les métaux. À cette fin, les études à venir devraient inclure l'analyse des métaux dans les eaux sus-jacentes provenant des essais sur les sédiments afin de déterminer si les concentrations présentes dans l'eau sont associées à une toxicité. L'utilisation des teneurs en métaux de l'organisme H. azteca peut aussi aider à établir la source et la cause de la toxicité, en particulier si des réponses plus subtiles sont observées (p. ex., quand les organismes survivent, mais que les sédiments ont une incidence sur la croissance), bien que cela puisse nécessiter l'utilisation de répétitions additionnelles afin d'obtenir une masse tissulaire suffisante pour réaliser les analyses chimiques. Cette étude a aussi fourni de l'information utile en vue d'améliorer les résultats d'essais menés sur les eaux avec H. azteca. Cependant, des analyses plus approfondies seraient nécessaires afin de déterminer les conditions optimales pour la réalisation de tels essais (en particulier dans le cas du paramètre de la croissance). Plusieurs facteurs doivent être pris en compte au moment de décider s'il est nécessaire de poursuivre une méthode d'essai sur les eaux seules, à des fins de recherche des causes. D'un côté, il est possible que l'utilisation de l'amphipode H. azteca ne soit pas appropriée dans de telles conditions, puisqu'il s'agit d'organismes habitant dans les sédiments par nature. D'un autre côté, l'élaboration d'une méthode normalisée sur les eaux seules pour l'application dans le cadre des études de recherche des causes présenterait des avantages. Les interactions des sédiments et de l'eau sont extrêmement complexes; un essai portant sur les eaux seules élimine clairement les interférences qu'un échantillon de sédiments peut avoir sur la qualité de l'eau sus-jacente et, en retour, sur la réponse de l'organisme. Le plan d'étude utilisé dans l'étude no 2 était efficace pour déterminer les répercussions dues à la contamination historique des sédiments plutôt qu'à la qualité actuelle de l'effluent ou de l'eau du milieu récepteur. Cependant, d'autres recherches seraient requises pour déterminer si ce même protocole permettrait de montrer que la réponse opposée existe (c. à d., l'effluent actuel ou l'eau du milieu récepteur actuelle est toxique, alors qu'aucune répercussion n'est liée à la contamination historique des sédiments).

Références

Borgmann, U., C.G. Ingersoll, S. Mathyk et P. Lennie-Misgeld. 2005. Draft Biological Test Method: Test for Survival in 10-day Water-only Exposures using the Freshwater Amphipod, Hyalella azteca, with emphasis on detection of toxicity due to ammonia.
Borgmann, U., M. Nowierski, L.C. Grapentine et D.G. Dixon. 2004. « Assessing the cause of impacts on benthic organisms near Rouyn-Noranda, Quebec », Environmental Pollution, 129 : 39 48.
Borgmann, U., et W.P. Norwood. 2002. « Metal bioavailability and toxicity through a sediment core », Environmental Pollution, 116 : 159-168.
Couillard, Y., I.C. Grapentine, U. Borgmann, P. Dolye et S. Masson. 2008. « The amphipod Hyalella azteca as a biomonitor in field deployment studies for metal mining », Environmental Pollution, 156 : 1314-1324.
Environnement Canada. 1990. Biological Test Method: Acute Lethality Test Using Daphnia spp. Service de la Protection de l'Environnement, Environment Canada. Ottawa (Ont.), Report EPS 1/RM/11, July 1990. 57pp.
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Environnement Canada. 1997. Méthode d'essai biologique : essai de survie et de croissance de l'amphipode dulcicole Hyalella azteca dans les sédiments. Ottawa (Ont.), Environnement Canada, Direction générale de l'avancement des technologies environnementales. SPE 1/RM/33. 122 pages
Ingersoll, C.G., C.D. Ivey, E.L. Brunson, D.K. Hardesty et N.E. Kemble. 2000. « Evaluation of toxicity: Whole-sediment versus overlying-water exposures with amphipod Hyalella azteca », Environmental Toxicology and Chemistry, 19 : 2906-2910.
Nowierski, M., D.G. Dixon et U. Borgmann. 2006. « Lac Dufault sediment core trace metal distribution, bioavailability and toxicity to Hyalella azteca », Environmental Pollution, 139 : 532 540.
Shuhaimi-Othman, M., D. Pascoe, U. Borgmann et W.P. Norwood. 2006. « Reduced metals concentrations of water, sediment and Hyalella azteca from lakes in the vicinity of the Sudbury metal smelters, Ontario, Canada », Environmental Monitoring and Assessment, 117 : 27-44.

Utilisation et application de dispositifs permettant la transplantation de communautés benthiques (dispositifs BTD) dans le cadre des études de suivi des effets sur l'environnement

Aperçu

Les études de suivi des effets sur l'environnement (ESEE) des mines de métaux suivent une approche par étape qui intensifie le suivi s'il y a présence d'effets et, dans le cas contraire, le diminue. Si des effets sont présents, les mines doivent en déterminer l'ampleur et la portée géographique. Si l'ampleur et la portée géographique sont déterminées et que la cause de l'effet n'est toujours pas connue, la mine doit donc chercher à déterminer la cause de l'effet. Une telle étude utilise une approche par étape et permet d'orienter les études subséquentes.

Détermination des effets

En vertu de la Loi sur les pêches du Canada, les ESEE ont pour but de déterminer si les rejets d'effluents actuels ont des effets sur les poissons, leur habitat et sur les ressources halieutiques. Les effets, ainsi que la portée géographique et l'ampleur de ces effets, doivent être établis avant de pouvoir entreprendre une étude de recherche des causes. Les « effets », selon la définition du Règlement sur les effluents des mines de métaux et le Règlement sur les effluents des fabriques de pâtes et papiers, sont une différence statistique relevée dans les données portant sur les indicateurs entre les poissons adultes exposés à un effluent et ceux qui n'y sont pas exposés, ou une différence statistique relevée dans les données portant sur les indicateurs entre les communautés d'invertébrés benthiques exposées à un effluent et celles qui n'y sont pas exposées. Dans ce cas-ci, les seuils critiques d'effets (SCE) représentent une valeur prédéterminée qui pourrait être considérée comme étant un effet d'une ampleur suffisante pour être significatif sur le plan écologique (p. ex., ± 2 ET).

Difficultés

La recherche des causes potentielles d'un effet déterminé n'est pas une tâche facile. Les protocoles d'études types (p. ex., avant-après, contrôle-impact) se fient sur des zones (conditions) de référence adéquates. Dans ces types d'études, la condition écologique ambiante est souvent mal définie et, dans de nombreux cas, le coût pour en réaliser l'évaluation est excessif. Les legs historiques, les facteurs de confusion, la variabilité du système et les conditions/emplacements d'échantillonnage difficiles, compliquent la situation dans les systèmes complexes et dynamiques (p. ex., rivières, lacs, ruisseaux et océan).

Donc, la question à poser est la suivante, un programme peut-il être conçu de manière :

(a) à réduire l'influence des facteurs de confusion et des facteurs historiques sur les résultats de l'étude?
(b) à permettre une évaluation appropriée des influences industrielles actuelles (spatialement et temporellement)?

Les organismes benthiques en tant qu'outil

Les invertébrés benthiques sont évalués par les outils normalisés de surveillance dans le cadre des ESEE. Ils sont utilisés en tant qu'indicateurs de l'état de l'habitat des poissons. Les sédiments et les communautés d'invertébrés benthiques (benthos) qui y vivent sont depuis longtemps considérés comme un outil précieux pour évaluer les « effets » environnementaux associés aux rejets industriels. À cette fin, on privilégie les organismes benthiques, car ils sont omniprésents, ils répondent aux perturbations dans une variété d'habitats, ils produisent une gamme de réponses mesurables, ils sont relativement sédentaires, ils vivent longtemps et ils permettent l'évaluation des changements sur le plan temporel et spatial.

Habituellement, dans ces types de programmes, les différences sur le plan des « principaux » indices entre les zones de référence et les zones exposées sont utilisées pour quantifier les effets. Normalement, ces indices comprennent la densité totale (nombre d'organismes/unité de surface), la richesse taxonomique (nombre de taxons), l'indice de régularité de Simpson (régularité de la distribution des taxons) et l'indice de Bray-Curtis (composition de la communauté). Les communautés benthiques ont aussi leurs limites et ne répondent pas toujours bien à tous les types de perturbations, et leur distribution et leur abondance peuvent être touchées par de nombreux facteurs. Ceci étant dit, avec un protocole d'échantillonnage efficace, plusieurs de ces problèmes peuvent être éliminés ou amoindris.

Considérations liées au protocole
Pour réduire les nombreuses limites liées aux études de recherche des causes, des expériences spatiales, chronologiques, plurispécifiques et à long terme portant sur des communautés indigènes peuvent représenter un moyen efficace en vue de réaliser une étude de recherche des causes. La planification d'un protocole efficace, robuste et scientifiquement défendable doit nécessairement tenir compte des considérations pratiques, du coût, du temps requis, des efforts nécessaires, de l'accès, de la sécurité, de la capacité d'interprétation et de la reproductibilité. Pouvons nous élaborer une nouvelle méthode dans le cadre de laquelle les communautés benthiques peuvent être utilisées pour évaluer ces milieux complexes et dynamiques?

Dispositif pour la transplantation d'organismes benthiques (BTD)

Une nouvelle approche pouvant servir aux études de recherche des causes, utilisant les communautés d'invertébrés benthiques et les sédiments connexes, emploie une nouvelle méthode d'échantillonnage. Cette méthode, mise au point par le Dr Gregory Thomas de G3 Consulting, est conçue pour réduire les biais liés aux échantillonneurs artificiels qui sont inhérents aux autres types d'échantillonneurs d'organismes benthiques. Cette méthode découle des méthodes par gradient spatial utilisées dans le cadre de nombreuses ESEE dans les secteurs des mines et des pâtes et papiers menées sur des rivières, des ruisseaux, des réservoirs et des milieux marins complexes. L'approche mise sur l'utilisation et la relocalisation (transplantation) de populations indigènes d'organismes benthiques et du substrat ou de l'habitat connexe, et elle a permis d'établir avec succès des tendances comparatives pour les communautés benthiques et la qualité du substrat sur les plans spatial et temporel. Le dispositif pour la transplantation d'organismes benthiques (BTD) permet l'identification d'espèces benthiques particulières en vue de représenter fidèlement les conditions écologiques ambiantes et les indicateurs des effets particuliers des rejets industriels par l'exposition directe d'organismes benthiques indigènes au rejet actuel, et ce, tout en distinguant ces effets des facteurs anthropiques et des facteurs de confusion historiques. Dans le cadre de cette méthode, on prélève des sédiments et les organismes benthiques qui y sont associés, et on les transplante dans une autre zone directement exposée à l'effluent. Les échantillonneurs BTD sont laissés en place pendant une période prolongée prédéterminée, puis ils sont récupérés (après plusieurs mois d'exposition), et les propriétés de la communauté benthique et des sédiments sont alors évaluées. La taille des échantillons utilisés est comparable à celle des échantillons des précédents programmes, car la méthode de prélèvement emploie les mêmes dispositifs (Ponar ou SmithMac, etc.). La taille des échantillons peut être variable en fonction des exigences et de l'emplacement du programme. Cette approche est adaptable, et elle s'est avérée aussi efficace dans les milieux marins que dulcicoles (rivières, lacs et réservoirs).

Les dispositifs BTD sont remplis de sédiments naturels (et des organismes benthiques qui y vivent) à partir d'échantillons répétés prélevés au hasard. La comparabilité (homogénéité et similarité) des sédiments sources et des communautés benthiques est évaluée entre les échantillons répétés (a priori). Les sédiments de la source sont analysés pour déterminer la qualité des sédiments et la structure de la communauté benthique au temps zéro (t = 0). Les échantillons destinés à la transplantation sont prélevés au moyen du dispositif d'échantillonnage (BTD), puis ils sont relocalisés sur les sites d'exposition. Au cours de certaines études menées avec ce dispositif, les échantillonneurs ont été placés à des distances de plus en plus grandes par rapport aux sources de rejet, que ce soit de façon linéaire ou radiale, et les observations liées à la proximité avec la source ont été faites au fil du temps. De même, le fait de rapporter certains des dispositifs pour la transplantation d'organismes benthiques dans les zones de référence permet aussi de faire une comparaison entre les zones de référence et les zones d'exposition (selon les besoins et le protocole du programme). Durant le déploiement des dispositifs BTD, le couvercle de ceux-ci demeure fermé, puis il s'ouvre une fois le dispositif rendu au fond (pour permettre l'exposition du substrat et de la communauté benthique aux eaux sus-jacentes). Au moment de récupérer le dispositif, le couvercle se referme lui-même sous la tension afin de protéger l'échantillon. Les échantillons sont par la suite traités selon le processus normal des autres programmes sur les organismes benthiques (tamisage, sédiments, taxonomie, etc.).

Résultats pertinents à la recherche des causes dans le cadre des ESEE

Une caractéristique clé de cette approche est la capacité de faire ressortir de petites différences entre les sites (différences biophysiques, chimiques ou sur le plan des organismes benthiques). Des espèces indicatrices clés ont fourni d'importants indices sur l'état du milieu récepteur, et, globalement, les résultats ont permis de faire plusieurs découvertes, notamment sur ce qui suit :

• les changements liés à la distance mesurée par rapport à la zone d'exposition
• l'abondance, la diversité et les espèces de la communauté benthique
• la qualité des sédiments (mesures chimiques et physiques, apparence)
• les changements touchant la biomasse
• la présence et la composition bactériennes
• ainsi que les malformations et la symétrie liées aux organismes benthiques

Ces observations, qu'il était souvent impossible de faire dans les précédentes approches, sont maintenant possibles à l'aide de la méthode misant sur les dispositifs de transplantation d'organismes benthiques. Certains résultats provenant de programmes d'essais utilisant ce dispositif ont permis d'établir de bonnes corrélations, tandis que d'autres n'ont pas été autant en mesure de le faire (en fonction de l'étude et des paramètres); cependant, certaines espèces particulières ont été ciblées comme étant des espèces indicatrices des changements, ce qui est le résultat direct de la méthode du dispositif BTD qui a été élaborée et utilisée. Sans cette approche, la variabilité liée au système et les facteurs actuels et historiques avaient tendance à masquer certains effets particuliers et importants (positifs et négatifs). Les dispositifs BTD ont permis de définir les conditions écologiques locales et de distinguer les effets localisés et actuels associés à l'effluent, et ce, par l'utilisation de statistiques et d'analyses reposant sur le poids de la preuve en vue d'établir une corrélation entre les données sur l'effluent, les sédiments et les invertébrés benthiques.

Dispositifs BTD (avantages et inconvénients)

Les dispositifs pour la transplantation d'organismes benthiques (BTD) peuvent représenter une méthode efficace pour séparer les effets historiques et liés à l'effluent actuel des autres sources de confusion et de variabilité d'origine naturelle et anthropique. Il s'agit d'une méthode différente à envisager pour la recherche des causes et de solutions requise dans le cadre des ESEE des fabriques de pâtes et papiers et de la recherche des causes des ESEE des mines de métaux. Ce dispositif peut s'adapter à une variété de conditions et d'emplacements, et il est particulièrement bien adapté aux milieux complexes. Le dispositif BTD permet d'obtenir des échantillons répétés ayant des caractéristiques semblables sur le plan des sédiments et des organismes benthiques, qui peuvent être placés stratégiquement sur des sites fortement exposés, moyennement exposés et peu exposés à l'effluent (ainsi que dans des zones de contrôle ou de référence). Le dispositif BTD sert d'outil intégré pouvant être utilisé pour mettre à l'essai et corroborer différents scénarios d'analyse (p. ex., lien entre la situation sur le terrain et en laboratoire, entre la situation sur le terrain et en mésocosme, etc.). Cette méthode est économique, réutilisable et reproductible, et elle permet d'éviter les biais sur le plan des estimations quant à l'abondance et à la diversité liés aux substrats artificiels. Le délai requis pour la colonisation est beaucoup plus court que dans le cas des substrats artificiels, et compte tenu de sa conception et qu'il peut être transporté, ce dispositif peut être utilisé pour entreprendre des études de toute taille (puissance) ou de toute durée (logistique, cycles de vie).

La dynamique de la colonisation et la capacité des organismes mobiles à pénétrer dans les dispositifs BTD se limitent à la colonne d'eau. Dans de nombreux programmes, un tel aspect est souhaitable, tandis que cela peut être perçu comme un désavantage dans le cadre de certains scénarios. Puisqu'il s'agit d'une méthode nouvelle en cours de développement et qu'elle est appliquée à une variété de scénarios, de conditions et de plans d'étude, elle est encore à l'étape d'apprentissage; de plus, cette méthode pourrait tirer profit d'autres essais portant sur de nouveaux scénarios ainsi que de travaux intégrés.

Sommaire

Les dispositifs BTD représentent une nouvelle approche prometteuse pour la recherche des causes et de solutions dans les ESEE des fabriques de pâtes et papiers et pour la recherche des causes dans le secteur des mines de métaux. Cette approche permet d'évaluer les changements subtils, mais importants, liés au milieu qui sont précisément associés aux points de rejet sur le plan spatial et temporel. Cette méthode est économique et permet de distinguer les effets historiques, les facteurs de confusion et la variabilité naturelle des effets des rejets actuels. Les avantages (et les limites) de l'utilisation de paramètres au niveau individuel (p. ex., paramètres sur l'adaptation) pour contribuer aux évaluations sur le plan de la structure de la communauté (p. ex., biomasse, abondance des espèces et richesse taxonomique) sont actuellement étudiés avec cette méthode, tandis qu'on étudie également l'utilisation de cette méthode dans le cadre d'études combinant des expositions en laboratoire et sur le terrain afin de déterminer si des corrélations/validations peuvent être établies.

Questions/Discussion

Commentaire : Cette méthodologie est semblable aux expériences ayant recours à des cages, mais elle permet d'analyser les effets touchant les communautés plutôt que les effets touchant les individus. Cette méthodologie est également semblable aux mésocosmes.

Q : Quelle est la taille du dispositif? Peut-il être utilisé dans les ruisseaux?
R : Le dispositif peut être de différentes tailles. Le problème est habituellement une question de poids; il est important de s'assurer que le dispositif reste en place à l'endroit où l'échantillonnage est censé avoir lieu.

Est-ce que la récupération biologique devrait justifier une étude de recherche des causes en présence d'impacts reliés aux pratiques du passé et dans le contexte de la fermeture imminente de la mine?

La mine Brunswick no 12, exploitée par Xstrata Zinc, est une mine de zinc et de plomb établie dans le nord du Nouveau-Brunswick. La mine est en activité depuis 1964 et, d'après les estimations des réserves de minerai actuelles, les activités d'exploitation minière et de préparation du minerai devraient se prolonger jusqu'en 2011. Le minerai de la mine Brunswick provient de gisements sulfurés massifs. Les déchets d'usine sont donc portés à produire de l'acide ayant des concentrations élevées de sulfosel. Malgré le fait que les effluents de la mine respectent habituellement les limites fixées dans le REMM, le rejet de ces effluents dans les eaux réceptrices a entraîné par le passé une détérioration de la qualité de l'eau, qui est caractérisée par une dépression du pH et des concentrations élevées saisonnières de métaux (en raison de l'oxydation causée par le sulfosel en aval), ce qui a eu des répercussions néfastes sur les communautés d'invertébrés benthiques et de poissons. Pour régler le problème, la mine Brunswick a commandé la construction d'une usine de traitement des effluents en 1993 et a amélioré ce système en 2004 afin d'inclure le traitement saisonnier du sulfosel. Étant donné que les impacts graves sur la communauté biologique à l'intérieur du milieu récepteur semblaient se rattacher aux pratiques passées de la mine, un autre programme d'études de suivi des effets sur l'environnement (ESEE) a été mis en œuvre en 2005 et en 2008-2009 dans le but précis de documenter la récupération biologique du système avec le temps. Les deux cycles des ESEE ont révélé des améliorations claires et graduelles dans les communautés d'invertébrés benthiques et de poissons du milieu récepteur des effluents, en particulier par rapport aux données historiques. Malgré ces améliorations, d'importantes différences dans les critères biologiques des ESEE entre les zones exposées aux effluents et les zones de référence ont été observées durant les deux cycles des ESEE. Étant donné que les conditions biologiques continuent de s'améliorer, que des facteurs de confusion historiques persistent et que la mine devrait fermer, cet exposé se concentre sur les objectifs possibles des ESEE propres au site et sur la façon dont une étude de recherche des causes pourrait s'intégrer au scénario.

Questions/Discussion


Q : Que se passe-t-il si le prix du marché des marchandises change (augmente)? Est-ce que cela entraînerait le report de la fermeture de la mine?
R : Oui, cela serait un facteur dans le cadre de la prise de décision.

Q : Est-ce que des études ont déjà été menées sur des espèces de saumon?
R : Le Saumon atlantique est en grande partie décimé, et on ne s'attend pas à ce que cette situation change.

Q : Pouvez-vous fournir de plus amples explications à propos des sources non ponctuelles de zinc?
R : Les autres sources possibles de zinc comprennent les zones tampons, lesquelles peuvent avoir une incidence sur le pH de l'eau souterraine. Une telle situation peut être liée à la mine. En termes de sources historiques, les boues agitées par l'eau en mouvement ou par des castors construisant un barrage pourraient aussi libérer du zinc.

Q : Dans cette étude, quelles sont les caractéristiques des Ombles de fontaine utilisés dans les essais sur le mercure?
R : Les Ombles de fontaine utilisés étaient des individus résidants âgés d'environ trois ans.
Commentaire : Le fait qu'il y ait une récupération dans les études sur les poissons et les organismes benthiques montre que le protocole d'ESEE est efficace.