Document d’orientation sur l’atténuation naturelle surveillée pour l’assainissement des sols et des eaux souterraines

Acronymes

A/GR: Assainissement ou gestion des risques
AFLC: Approche fédérale en matière de lieux contaminés
AN: Atténuation naturelle
ANS: Atténuation naturelle surveillée
ANSA: Atténuation naturelle surveillée améliorée
ANZS: Appauvrissement naturel de la zone source
AOA: Analyse des options d’assainissement
ATB: Alcool tert-butylique
BPC: Biphényles polychlorés
BTEX: Benzène, toluène, éthylbenzène et xylènes
CCME: Conseil canadien des ministres de l’environnement
CD: Cadre décisionnel du PASCF
CEI: Chromatographie d’échange d’ions
CPP: Contaminant potentiellement préoccupant
CV: Chlorure de vinyle (ou chloroéthène)
DCE: Dichloroéthylène
ECCC: Environnement et Changement climatique Canada
EES: Évaluation environnementale de site
EMTB: Éther méthylique du tert-butanol
HAP: Hydrocarbures aromatiques polycycliques
HCP: Hydrocarbures pétroliers
ISFC: Inventaire des sites contaminés fédéraux
ITRC: Interstate Technology and Regulatory Council
LDPNA: Liquide dense en phase non aqueuse (ou liquide immiscible dense [LID])
LLPNA: Liquide léger en phase non aqueuse (ou liquide immiscible léger [LIL])
LPNA: Liquide en phase non aqueuse
MCS: Modèle conceptuel de site
MDNR: Missouri Department of Natural Resources
MPO: Ministère des Pêches et des Océans (également connu sous le nom de Pêches et Océans Canada)
NCPS: Niveau cible propre à un site
NRC: National Research Council
OFS: Outil de fermeture de site
OVER: Outil de validation de l’évaluation des risques
PASCF: Plan d’action pour les sites contaminés fédéraux
RCQE: Recommandations canadiennes pour la qualité de l’environnement
RNS: Rétablissement naturel surveillé
SE-PCI: Spectrométrie d’émission à plasma à couplage inductif
SLT: Suivi à long terme
TA: Temps d’assainissement (t_{assainissement})
TCE: Trichloréthylène
US EPA: United States Environmental Protection Agency
USGS: United States Geological Survey

1 Introduction

1.1 Contexte

Créé en 2005, le Plan d’action pour les sites contaminés fédéraux (PASCF) est un programme fédéral ayant comme objectif de réduire les risques pour la santé humaine et l’environnement que présentent les sites contaminés fédéraux connus ainsi que les passifs financiers fédéraux connexes. Pour atteindre cet objectif, le PASCF fournit des conseils, outils et ressources aux ministères, organismes fédéraux et les sociétés d'État consolidées (appelés collectivement « gardiens ») pour s'assurer que les sites contaminés fédéraux sont gérés de manière cohérente et scientifiquement valable à l'échelle nationale. Le Cadre décisionnel (CD) du PASCF est une feuille de route en 10 étapes qui décrit les activités, les exigences et les décisions clés à prendre pour une gestion efficace des sites contaminés fédéraux au Canada. Le CD ainsi que d'autres ressources liées au PASCF se trouvent sur le site Web du PASCF.

Le présent document d'orientation fournit des conseils pour appliquer l'atténuation naturelle surveillée (ANS) comme approche d'assainissement passive in situ aux lieux où les sols et les eaux souterraines sont contaminés par des hydrocarbures pétroliers, des composés organochlorés, des métaux ou des radionucléides. Son but consiste à définir différents concepts intervenant dans l’ANS, à déterminer les conditions favorables afin que l’ANS soit réalisable aux sites contaminés fédéraux, et à définir et présenter les principaux stades de la mise en œuvre de l’ANS. À terme, la mise en œuvre réussie de l’ANS entraînera la fermeture du site, ce qui constitue l’objectif final ciblé par le programme du PASCF. Dans une stratégie d’assainissement ou de gestion des risques (A/GR) pour les sites contaminés, l’ANS, qui peut être utilisée en combinaison avec des mesures de gestion des risques/d’assainissement, peut être une solution durable pour aider les gestionnaires de sites contaminés à atteindre les objectifs d’assainissement ciblés pour un site spécifique dans un délai raisonnable.

La mise en œuvre de l’ANS comporte quatre stades : (1) l’évaluation de la faisabilité de l’ANS, (2) la démonstration de son efficacité, (3) la surveillance de son rendement et (4) l’échantillonnage de confirmation et la fermeture du site. Ce document d’orientation vise à fournir aux gestionnaires de sites contaminés des conseils concernant chacun de ces stades, lesquelles s’inscrivent à l’intérieur des étapes 7 (élaboration d’une stratégie d’A/GR), 8 (mise en œuvre de la stratégie d’A/GR) et 9 (échantillonnage de confirmation et rapport final) du cadre décisionnel du PASCF, représentées par les cases rouges à la Figure 1.

Figure 1 : Processus en 10 étapes du cadre décisionnel du PASCF

Figure 1 - équivalent textuel

La figure 1 illustre le processus en dix étapes du Cadre décisionnel (CD) du Plan d’action pour les sites contaminés fédéraux (PASCF) :

étape 1 – détermination des sites suspects
étape 2 – examen historique – phase I de l’évaluation environnementale du site (EES)
étape 3 – programme d’essai initial – EES de phase II
étape 4 – pré-classification du site (facultatif)
étape 5 – programme d’essai détaillé – EES de phase III
étape 6 – classification du site
étape 7 – élaboration d’une stratégie d’assainissement et de gestion des risques (A/GR)
étape 8 – mise en œuvre de la stratégie d’A/GR
étape 9 – échantillonnage de confirmation et rapport final
étape 10 – suivi à long terme

Les trois étapes du CD impliquées dans le processus d’atténuation naturelle surveillée (ANS) sont mises en évidence

étape 7 – élaboration d’une stratégie d’A/GR
étape 8 – mise en œuvre de la stratégie d’A/GR
étape 9 – échantillonnage de confirmation et rapport final

1.2 Aperçu de l’atténuation naturelle surveillée dans le contexte du cadre décisionnel du PASCF

Le but de l’étape 7 du CD (Élaboration d’une stratégie d’A/GR) consiste à établir des objectifs d’A/GR et à élaborer une stratégie de gestion du site afin d’atténuer l'exposition potentielle aux contaminants. L’information recueillie au cours des étapes précédentes du CD (étapes 3 à 5) est évaluée en fonction des objectifs d’A/GR proposés afin d’obtenir une stratégie d’A/GR pour le site. L’étape 7 permet de vérifier la présence des éléments critiques requis pour la mise en œuvre réussie de l’ANS en tant que stratégie d’A/GR retenue pour le site. Le choix de l’ANS doit être appuyé par des éléments de preuve afin de confirmer sa faisabilité. Les processus d’AN doivent être efficaces pour la majorité des contaminants présents sur le site et non seulement ceux qui sont prédominants, car les processus d’AN qui affectent un contaminant peuvent avoir des effets néfastes sur les autres.

L’objectif de l’étape 8 du CD (Mise en œuvre de la stratégie d’A/GR) consiste à mettre en œuvre la stratégie d’A/GR élaborée à l’étape 7. Lors de la mise en œuvre de la stratégie d’A/GR, certains aspects du processus peuvent nécessiter une réévaluation, selon la stratégie de gestion du site établie à l’étape 7. Le programme de surveillance du rendement, décrit à la section 6 du présent document, couvre les exigences de surveillance nécessaires pour vérifier si l’AN se déroule conformément aux prévisions faites aux stades de l’évaluation de la faisabilité et de la démonstration de l’efficacité de l’ANS (voir sections 4 et 5). Il devrait inclure des règles de décision ou des déclencheurs d’action, des méthodes détaillées d’analyse des données et des objectifs de qualité des données qui ont été clairement établis à l’avance. Cette étape comprend la préparation des documents d’appel d’offres détaillés, l’élaboration de plans de santé et de sécurité et la sélection d’un entrepreneur, le cas échéant.

L’objectif de l’étape 9 du CD (Échantillonnage de confirmation et rapport final) consiste à vérifier que les objectifs d’assainissement sont atteints à la suite de la mise en œuvre de la stratégie d’A/GR et de la surveillance du rendement (étape 8 du CD). En outre, les antécédents du site et les conditions finales devraient être documentés dans un rapport pour référence ultérieure (rapport de fermeture du site). L’intégration d’autres exigences de gestion des sites contaminés, comme le suivi à long terme (étape 10 du CD), peut être requise lorsque l’ANS repose sur des processus non destructeurs (c.-à-d. la sorption, la dispersion, la dilution et la volatilisation). La planification de ces exigences devrait être envisagée à l’étape 7, c'est-à-dire pendant l'élaboration de la stratégie d’A/GR.

L'impact sur l'environnement d'une stratégie d'assainissement proposée, qu'il s'agisse de l’ANS ou de toute autre méthode, devrait être pris en compte dans la durabilité globale du plan de gestion du site contaminé. Ainsi, il est important de bien comprendre l’approche fondée sur l’ANS et les conditions dans lesquelles cette approche peut être envisagée pour un site, ainsi que les mécanismes pouvant avoir une incidence sur sa réussite.

1.3 Objectifs du document d’orientation

L'objectif général de ce document d'orientation du PASCF est de fournir un résumé des mécanismes de l'ANS et des mesures de mise en œuvre pertinentes à prendre en compte lors du choix de l'ANS comme stratégie d'assainissement d'un site contaminé. Les objectifs particuliers sont les suivants :

définir les différents concepts impliqués dans l’ANS;
identifier les exigences à rencontrer pour que l’ANS soit une option d’assainissement réalisable;
renseigner sur le potentiel de succès, selon la nature des contaminants et les caractéristiques du site contaminé;
définir et présenter les principales étapes de l'évaluation et de la mise en œuvre de l’ANS;
présenter des recommandations sur l’élaboration d’un programme de surveillance du rendement de l’ANS ainsi que sur l’analyse des données de surveillance; et
fournir des conseils sur l’échantillonnage de confirmation et sur la fermeture d’un site ayant recours à l’ANS.

Le présent document d’orientation traite principalement de la contamination des sols et des eaux souterraines par les hydrocarbures pétroliers (HCP), les composés organochlorés, les métaux ou les radionucléides. D'autres contaminants peuvent également être envisagés pour une ANS; cependant, le potentiel de réussite nécessitera suffisamment d’éléments de preuve pour soutenir l’ANS en tant que méthode d’assainissement appropriée. Pour certaines classes de contaminants, telles que les substances per- et polyfluoroalkylées (SPFA), la littérature disponible est trop limitée pour soutenir correctement les modèles et, par conséquent, le recours à l’ANS exigerait une implication importante des experts. L'utilisation de l’ANS pour l’assainissement des sédiments n'est pas abordée dans le présent document, car ce sujet est couvert dans le Guide sur le rétablissement naturel surveillé (RNS) dans les sites aquatiques contaminés fédéraux (PASCF, en préparation).

Le document d’orientation ne fournit pas de conseils techniques détaillés pour l'évaluation des processus d'atténuation naturelle (NA), ni ne procure de détails sur les défis uniques associés aux sites nordiques, en particulier en termes de temps et de coûts impliqués. Plusieurs ouvrages de référence sont disponibles et devraient être utilisées pour déterminer si des processus d’atténuation naturelle ont lieu à un site particulier. Ces ouvrages se trouvent à l’Annexe A.

2 L’atténuation naturelle (AN) et l’atténuation naturelle surveillée (ANS)

2.1 Qu’est-ce que l’atténuation naturelle?

L’atténuation naturelle est un processus naturel, ou une combinaison de processus naturels, qui entraîne la réduction de la masse, de la toxicité, de la mobilité, du volume ou de la concentration de contaminants et de leurs produits de dégradation dans l’environnement (p. ex. dans les sols et les eaux souterraines). L’Agence de protection de l’environnement des États-Unis (United States Environmental Protection Agency [US EPA]) énonce également que les processus d’AN « comprennent une gamme de processus physiques, chimiques ou biologiques qui, dans des conditions favorables, agissent sans l’intervention humaine […]. Ces processus in situ comprennent la biodégradation; la dispersion; la dilution; la sorption; la volatilisation; la désintégration radioactive; et la stabilisation, la transformation ou la destruction chimique ou biologique des contaminants » (US EPA, 1999).

2.2 Processus d’atténuation naturelle

Les processus d’atténuation naturelle sont variés et peuvent être répartis en deux grandes catégories, à savoir destructeurs et non destructeurs :

Destructeurs : La transformation des contaminants entraîne une réduction de leur masse totale. Il s’agit habituellement de processus biologiques et chimiques, notamment la biodégradation aérobie et anaérobie par des micro-organismes endogènes (naturellement présents dans l'environnement), la désintégration radioactive et la dégradation abiotique (photolyse, hydrolyse, réduction chimique).
Non destructeurs : La diminution de la concentration, de l’état (dissous ou solide) ou de la mobilité d’un contaminant, sans réduire sa masse totale. Il s’agit habituellement de réactions réversibles sur le plan thermodynamique (comme la précipitation en phase solide), ou d’autres processus physiques agissant sur le transport et la mobilité des contaminants, comme l’advection, la dispersion, la diffusion, la sorption, la dilution et la volatilisation.

L'appauvrissement naturel de la zone de source (ANZS), un terme utilisé pour décrire les processus collectifs naturels de dissolution, de volatilisation et de biodégradation conduisant à des pertes de masse de contaminants au fil du temps, constitue un exemple concret où les processus d’AN sont en jeu.

Il importe de bien comprendre les processus d’AN pour être en mesure de prévoir le devenir des divers contaminants et d’évaluer les voies d’exposition potentielles pour les récepteurs. Ces processus et leur incidence sur le devenir et le transport des contaminants sont présentés plus en détail dans le Tableau 1.

Tableau 1 : Résumé des principaux processus d’AN ayant une incidence sur le devenir et le transport des contaminants
Processus	Description	Facteurs importants	Effets
Advection	Mouvement des contaminants dissous (solutés) par des déplacements de grandes quantités d’eaux souterraines.	Dépend des propriétés de l’aquifère, principalement la conductivité hydraulique (K), le coefficient de porosité effective (Φ), et le gradient hydraulique (i). Est indépendante des propriétés des contaminants.	Principal mécanisme de mouvement des contaminants dans la subsurface.
Dispersion	Mélange de fluides attribuable aux mouvements des eaux souterraines et des hétérogénéités de l’aquifère.	Dépend des propriétés de l’aquifère et de l’échelle d’observation. Est indépendante des propriétés des contaminants.	Entraîne un étalement longitudinal, transverse et vertical du panache. Réduit la concentration de contaminants.
Diffusion	Étalement et dilution des contaminants en raison d’une diffusion moléculaire.	Dépend des propriétés des contaminants et des gradients de concentration. Est décrite par les lois de Fick.	Diffusion des contaminants des zones à concentration relativement élevée aux zones à concentration relativement basse. Est généralement peu importante comparativement à la dispersion à la plupart des vitesses lentes d’écoulement des eaux souterraines.
Sorption	Réaction entre la matrice de l’aquifère et les solutés, par laquelle les contaminants sont adsorbés au carbone organique ou aux minéraux argileux.	Dépend des propriétés de la matrice de l’aquifère (teneur en carbone organique [f_co] et en minéraux argileux, densité apparente, surface spécifique et porosité) et des propriétés des contaminants (solubilité, hydrophobicité, coefficient de partage octanol-eau [K_oe]).	Tend à réduire la vitesse de transport apparente des solutés et retire les solutés des eaux souterraines au moyen de la sorption à la matrice de l’aquifère.
Recharge (dilution simple)	Réduction de la concentration d’un contaminant en raison d’un apport de solvant, principalement l’eau. La dilution provient de la recharge de la masse d'eau souterraine.	Dépend des propriétés de la matrice de l’aquifère, de la profondeur des eaux souterraines, des interactions avec les eaux de surface et du climat. Remarque : Il est important de considérer la possibilité que les contaminants atteignent une masse d’eau de surface à partir de la recharge en eau souterraine ainsi que les dispositions de la Loi sur les pêches relatives à la prévention de la pollution.	Entraîne la dilution du panache de contaminants et peut reconstituer les concentrations d’accepteurs d’électrons, particulièrement l’oxygène dissous.
Volatilisation	Transfert des contaminants dissous dans les eaux souterraines, et adsorbés sur le sol dans les zones non saturées, de la phase liquide à la phase gazeuse (c.-à-d. le gaz du sol).	Dépend de la pression de vapeur du produit chimique et de la constante de la loi d’Henry.	Retire les contaminants des eaux souterraines et les transfère dans les gaz du sol.
Biodégradation	Réactions d’oxydoréduction par l’intervention de microbes qui dégradent les contaminants.	Dépend de la géochimie des eaux souterraines, des populations microbiennes et des propriétés des contaminants. La biodégradation peut se produire dans des conditions aérobies ou anaérobies.	Peut ultimement entraîner une dégradation complète des contaminants. Habituellement, la biodégradation est le processus de destruction le plus important pour réduire la masse de contaminants.
Dégradation abiotique	Transformations chimiques qui dégradent les contaminants sans intervention microbienne, comme l’hydrolyse.	Dépend des propriétés des contaminants et de la géochimie des eaux souterraines.	Peut entraîner une dégradation partielle ou complète des contaminants. Le rythme est généralement beaucoup plus lent que celui de la biodégradation.
Partitionnement à partir d’un liquide en phase non aqueuse (LPNA)	Partitionnement du LPNA vers les eaux souterraines. Les panaches de LPNA, qu'ils soient mobiles ou résiduels, ont tendance à agir comme une source continue de contamination des eaux souterraines.	Dépend de la matrice de l’aquifère et des propriétés des contaminants, ainsi que du débit de la masse d’eau souterraine franchissant ou dépassant le panache du LPNA.	La dissolution des contaminants d’un LPNA représente la principale source de contamination des eaux souterraines par des substances dissoutes.
Précipitation et coprécipitation	Les forces chimiques répartissent les contaminants dissous en phase solide, réduisant ainsi la mobilité et la concentration en phase dissoute (liquide), mais pas dans les sols (phase solide).	Dépend de la géochimie des eaux souterraines et des relations thermodynamiques des contaminants avec les autres composants du panache.	Le contaminant est retiré du panache (c.-à-d. de la phase dissoute) et est lié en tant que minéral solide ou au sein d’un tel minéral. Dans le cas de la coprécipitation, la remobilisation du contaminant dépend de la dissolution du minéral hôte.
Désintégration radioactive	S’applique seulement aux radionucléides. Désintégration du contaminant en produit(s) de filiation moins nocif(s).	Dix demi-vies sont requises pour perdre 99 % de n’importe quel radionucléide. Ceux ayant une demi-vie intermédiaire représentent la plus grande menace en raison de leur persistance et de leur radioactivité, ce qui est suffisant pour endommager les tissus vivants.	Le contaminant est graduellement transformé en produit de filiation pendant sa demi-vie. Le produit de filiation est soit sans danger, soit moins nocif que le produit parent d’origine.
Source : Adapté de UK Environment Agency (2000) et de ITRC (2010).

2.3 Qu’est-ce que l’atténuation naturelle surveillée?

L’atténuation naturelle surveillée (ANS) est une méthode d’assainissement basée sur la démonstration que les processus naturels à un site contaminé réduiront les niveaux de contaminants dans un délai raisonnable ou empêcheront le dépassement d’un niveau d’assainissement préalablement établi. L’ANS seule n'est pas considérée comme une approche d’assainissement appropriée si les contaminants présentent un risque inacceptable actuel ou futur pour les récepteurs humains ou environnementaux. Dans ce cas, une approche mixte d’A/GR pourrait être utilisée et pourrait inclure une combinaison d’ANS et d’ANS améliorée (ANSA), d’autres options de gestion des risques ou d’élimination de la source, lorsque cela est possible. Si la modélisation indique que le risque inacceptable est une éventualité dans le futur, l’ANS pourrait être considérée comme réalisable tant que les déclencheurs d'action appropriés sont bien établis (voir la section 6.3), de sorte que les mesures correctives puissent être prises bien avant que le ou les contaminants atteignent les récepteurs potentiels. Dans le cadre du programme PASCF, un délai de 20 ans est considéré comme acceptable pour la mise en œuvre de l’ANS et la fermeture du site. Si les données et les modèles à l'appui indiquent que la durée de l'assainissement peut dépasser la cible maximale de 20 ans, il conviendrait d’envisager d'adopter une approche plus proactive pour réduire la masse de contaminants, le cas échéant, afin d'atteindre les résultats d'assainissement dans un délai plus court.

L’ANS ne doit pas être vue comme une approche d’absence d’action. L’ANS ne signifie pas que les activités habituelles (et les coûts) associés à l’examen du site et à l’élaboration de la stratégie d’A/GR (p. ex. la caractérisation du site, l’évaluation des risques, la comparaison des options d’assainissement, la surveillance du rendement, les solutions de rechange, l’échantillonnage de confirmation ou le suivi à long terme) ne sont pas nécessaires. Ces éléments de l'investigation et d'A/GR doivent être abordés comme l'exige le programme PASCF, quelle que soit l'approche d'assainissement choisie.

Text Box: REMARQUE : À la différence de l’ANS, l’atténuation naturelle surveillée améliorée (ANSA) implique une intervention humaine. Cette approche vise à accélérer la dégradation naturelle des polluants en soutenant l'activité des micro-organismes endogènes (p. ex. par la fertilisation et l’aération [WSRC, 2006]) ou au moyen d’autres techniques qui stimulent, renforcent ou accélèrent les processus naturels qui décomposent les contaminants dans les sols, les sédiments et les eaux souterraines (US EPA, 1999). À ne pas confondre avec la bioaugmentation, une technique comportant l’ajout de micro-organismes dans le milieu contaminé.

2.4 Avantages, inconvénients et considérations importantes concernant l’atténuation naturelle surveillée

Comme pour toute autre option d’A/GR, l’ANS est une méthode appropriée uniquement lorsque toutes les exigences pertinentes sont satisfaites (voir section 4) et où elle protégera la santé, la sécurité et le bien-être humains et l'environnement naturel. Elle doit également être en mesure d'atteindre les objectifs d’assainissement du site et les priorités des parties prenantes dans un délai raisonnable comparativement à celui d'autres approches d’assainissement.

Dans la majorité des cas où l’ANS est proposée comme option d’assainissement, elle constitue une composante du plan d’assainissement global, conjointement avec des approches actives d'assainissement et/ou de gestion des risques. Il est nécessaire d’élaborer un modèle conceptuel de site (MCS) complet lorsque l’ANS est utilisée comme la principale méthode d’assainissement d’un site contaminé.

Si l’ANS est considérée comme une option d’assainissement à l'étape 7 du cadre décisionnel (PASCF, en préparation), des renseignements détaillés spécifiques au site qui démontrent l'efficacité potentielle de cette approche doivent être obtenues. Ces renseignements peuvent avoir été recueillis aux étapes 3 et 5, mais des informations additionnelles relatives au site peuvent aussi être recueillies lors de l’étape 7.

En raison de l’incertitude associée à l’efficacité potentielle de l’ANS pour l’atteinte des objectifs d’assainissement, le contrôle de la source (section 4.2) et la surveillance du rendement (section 6) sont des éléments fondamentaux de l’approche de l’ANS. Le suivi des progrès de l’ANS devrait être soigneusement mis en œuvre en utilisant des stratégies d’échantillonnage établies et des données statistiquement fiables pour la prise de décision.

Les avantages et les inconvénients de l’ANS sont indiqués dans le Tableau 2 ci-dessous.

Tableau 2 : Avantages et inconvénients de l’ANS
Avantages	Inconvénients
Minimise les perturbations du paysage et des récepteurs dans la zone.	Des délais plus longs sont généralement nécessaires pour atteindre les objectifs d’A/GR.
Coûts de mise en œuvre potentiellement inférieurs.	La caractérisation du site et la collecte de données peuvent être plus exigeantes et plus complexes.
Réduction du risque d’exposition des humains et de l’environnement aux contaminants, étant donné l’absence de perturbation du milieu contaminé (p. ex. comparativement à l’excavation).	Une éducation et une sensibilisation supplémentaires peuvent être nécessaires pour obtenir l'acceptation du public.
Recourt à des processus naturels intrinsèques pouvant réduire la consommation d’énergie et les émissions. C'est une approche plus durable de l'assainissement.	Ne peut pas être utilisée pour des concentrations élevées de contaminants et peut ne pas réduire la masse de contaminants (en raison des processus non destructeurs et d'une possible réversibilité du processus).
Impact limité sur les autres opérations qui pourraient être nécessaires pour les activités d’assainissement actif.	Un éventuel changement des conditions hydrologiques et géochimiques pourrait solubiliser et ainsi mobiliser de nouveau les contaminants qui n'ont pas été éliminés par les processus d’AN.
Sources : US EPA (1999); ASTM International (2004); UK Environment Agency (2000); Reis et al. (2008); Sinke et Le Hecho (1999); Mulligan et Yong (2004).

3 Processus de mise en œuvre de l’atténuation naturelle surveillée

Dans le cadre du programme du PASCF, l’ANS peut être évaluée aux côtés d’autres options d’A/GR alors que l’on délimite le site et que l’on confirme que la contamination du site nécessitera d’envisager des options d’assainissement (c.-à-d. à l’étape 5 du CD). La transition entre l’étape 5 et 7 peut comprendre des travaux additionnels au site, dont des évaluations des risques pour l’environnement et la santé humaine.

Le premier stade de la mise en œuvre de l’ANS, celui de l’évaluation de la faisabilité (décrit à la section 4), consiste à examiner l’opportunité de recourir à l’ANS à un site donné au moyen d’une évaluation préliminaire des contraintes techniques et pratiques. Ce stade a pour but de retenir ou d’écarter rapidement la possibilité d’envisager l’ANS comme solution d’assainissement.

Au stade de la démonstration de l’efficacité, décrit à la section 5, on utilise des données recueillies sur le terrain et produites en laboratoire, ainsi que la modélisation dans certains cas, pour examiner de plus près les processus d’AN. Ce stade comporte l’élaboration d’un modèle conceptuel de site (MCS) exhaustif qui représente les processus de réduction de la concentration et de la masse des contaminants dans le milieu observé. Dans certains cas, on a aussi recours à la modélisation pour évaluer quantitativement le devenir et le transport des contaminants et la vitesse de l’AN. Il s’agit de produire des données scientifiques fiables afin d’appuyer l’AN comme stratégie d’assainissement. La modélisation devrait produire des résultats scientifiquement défendables qui soutiennent l’utilisation des processus d’AN comme méthode d’assainissement.

Le stade de la surveillance du rendement, décrit à la section 6, couvre les exigences de suivi environnemental à respecter afin de vérifier si l’AN se déroule conformément aux prévisions formulées à l’étape de la démonstration de l’efficacité. Le programme de surveillance du rendement comprend des règles de décision ou des déclencheurs d’actions, le détail des méthodes d’analyse des données et des objectifs de qualité des données qui ont été clairement établis à l’avance. Il comporte en outre un plan de contingence qui peut être mis en œuvre dans l’éventualité où l’ANS n’offre pas le rendement prévu.

Enfin, le stade de l’échantillonnage de confirmation et de fermeture du site consiste à confirmer l’atteinte des objectifs d’A/GR après la mise en œuvre de la stratégie d’A/GR dont l’ANS fait partie. Un échantillonnage de confirmation est réalisé pour démontrer que la contamination est éliminée ou efficacement stabilisée et que les objectifs d’A/GR ont été atteints. Un rapport de fermeture, documentant la réduction des risques jusqu’à un niveau acceptable et décrivant l’utilisation d’approches durables sur le site, est produit si on détermine qu’aucune mesure supplémentaire n’est nécessaire.

La collaboration avec les ministères du soutien expert du PASCF à chaque stade est recommandée pour vérifier que toutes les considérations ont été prises en compte pour déterminer si l’ANS est une stratégie appropriée pour un site donné. L’Annexe B présente un résumé des considérations relatives à l'application de l’ANS en tant que stratégie d’A/GR des sites contaminés fédéraux.

4 Évaluation de la faisabilité de l’atténuation naturelle surveillée

Au stade de l’évaluation, on suppose que les activités d’évaluation environnementale de site ont été réalisées conformément au CD (c.-à-d. les étapes 2, 3 et 5; voir la Figure 1). L’évaluation de la faisabilité consiste à examiner les données disponibles relatives à un site pour déterminer si l’utilisation de l’ANS, seule ou en combinaison avec d’autres technologies d’assainissement, est une option d’assainissement viable. Plus précisément, ce stade vise à évaluer, de manière générale, s’il est probable que les principales exigences relatives à la faisabilité de l’ANS soient satisfaites.

Le Tableau 3 contient une liste de facteurs et de critères à prendre en compte lors de l'évaluation de la faisabilité de l’ANS, et fournit un classement qualitatif quant à la faisabilité de l’ANS. L’organigramme présenté à la Figure 2 montre une autre approche pour l’évaluation de la faisabilité de l’ANS, et nécessite des renseignements semblables à ceux requis dans le Tableau 3. Les deux devraient être utilisés conjointement.

Tableau 3 : Critères pour l’évaluation de la faisabilité de l’ANS

Propriétés des contaminants et du milieu
Critères d’évaluation	Faisabilité de l’ANS : élevée	Faisabilité de l’ANS : moyenne	Faisabilité de l’ANS : faible
Source de contamination	Éliminée, contrôlée ou interrompue	En cours d’élimination ou sous contrôle	Continue ou inconnue
Composition chimique de la contamination	Organique, non persistante	Mélange de contaminants organiques persistants et non persistants	Inorganique, persistante

Propriétés des contaminants et du milieu (suite)
Critères d’évaluation	Faisabilité de l’ANS : élevée à moyenne	Faisabilité de l’ANS : moyenne à faible
Principaux processus d’atténuation	Processus destructeurs/irréversibles	Processus non destructeurs/réversibles
Étendue et gravité de la contamination (principalement en ce qui concerne la contamination des eaux souterraines)	Bien définies	Mal définies

Propriétés des contaminants et du milieu (suite)
Critères d’évaluation	Faisabilité de l’ANS : élevée	Faisabilité de l’ANS : moyenne	Faisabilité de l’ANS : faible
Superficie du panache de contamination	En cours de rétrécissement	Stabilisée	Croissante

Propriétés des contaminants et du milieu (suite)
Critères d’évaluation	Faisabilité de l’ANS : élevée à moyenne	Faisabilité de l’ANS : moyenne à faible
Phase des contaminants (p. ex. présence d’hydrocarbures en phase distincte)	La phase immiscible des contaminants est mince (iridescence)	La phase immiscible des contaminants est épaisse/mesurable
Géochimie du milieu	Bien comprise	Mal comprise
Potentiel de migration	Faible potentiel de migration fondé sur les mécanismes de stabilisation ou de séquestration (y compris les considérations géochimiques comme le pH, le retardement ou le coefficient de partage des contaminants)	Potentiel de mobilisation principalement fondé sur les facteurs géochimiques comme le pH, le retardement, le carbone organique, etc.

Propriétés des contaminants et du milieu (suite)
Critères d’évaluation	Faisabilité de l’ANS : élevée	Faisabilité de l’ANS : moyenne	Faisabilité de l’ANS : faible
Débit d’écoulement de l’eau souterraine	Lent (< 10 m/année)	Moyen (10 à 100 m/année)	Rapide (> 100 m/année)

Propriétés des contaminants et du milieu (suite)
Critères d’évaluation	Faisabilité de l’ANS : élevée à moyenne	Faisabilité de l’ANS : moyenne à faible
Direction d’écoulement de l’eau souterraine et emplacement des déversements	Bien connus	Mal connus
Hétérogénéité de l’aquifère	Homogène et isotrope	Hétérogène et anisotrope

Récepteurs potentiels
Critères d’évaluation	Faisabilité de l’ANS : élevée	Faisabilité de l’ANS : moyenne	Faisabilité de l’ANS : faible
Plans d’eaux de surface¹ (la distance² pourrait être utilisée comme évaluation préliminaire)	Se trouvent à plus de 7 ans de migration 10 000 m	Se trouvent à entre 2 et 7 ans de migration 2 000 m	Se trouvent à moins de 2 ans de migration 500 m
Utilisation de l’eau souterraine près du site	Aucune, ou puits d’eau souterraine principalement utilisés pour l’approvisionnement industriel en eau de nature ou de qualité non potable	Puits d’eau souterraine principalement utilisés pour des utilisations domestiques non potables (jardins, piscines, etc.). Une surveillance de la contamination du sol devrait être réalisée pour veiller à ce que la contamination de l’eau ne se transfère pas à la matrice du sol	Puits d’eau souterraine principalement utilisés pour l’approvisionnement en eau potable dans la zone de captage
Registre de la Loi sur les espèces en péril (registre LEP)	Aucune espèce en péril présente	Espèces en péril présentes, mais ne sont pas en contact avec le milieu contaminé	Espèces en péril présentes dans la région, avec probabilité élevée de contact avec le milieu contaminé. Dans un tel cas, une évaluation du risque devrait être réalisée.

Récepteurs potentiels (suite)
Critères d’évaluation	Faisabilité de l’ANS : élevée à moyenne	Faisabilité de l’ANS : moyenne à faible
Habitats protégés ou sensibles	Le site se trouve hors d’une zone protégée	Le site se trouve dans une zone protégée. Une évaluation de l'impact environnemental devrait être réalisée.

Contexte du site et objectifs du gardien
Critères d’évaluation	Faisabilité de l’ANS : élevée à moyenne	Faisabilité de l’ANS : moyenne à faible
Niveau de confiance des données	Élevé (> 2 ans de données saisonnières disponibles)	Faible (seulement une étude, aucune donnée saisonnière ou 1 an de données seulement)

Contexte du site et objectifs du gardien (suite)
Critères d’évaluation	Faisabilité de l’ANS : élevée	Faisabilité de l’ANS : moyenne	Faisabilité de l’ANS : faible
Objectifs du gardien	Intérêt de longue durée à l’égard du site	Intérêt de moyenne durée à l’égard du site	Intérêt de courte durée à l’égard du site
Dispositions financières et institutionnelles pour la surveillance et la mise en œuvre d’un plan de contingence	Provisions budgétaires irrévocables à long terme	Provisions budgétaires révocables à long terme	Aucune provision budgétaire à long terme
Accès aux emplacements de surveillance hors site (c.-à-d. en amont et aux puits sentinelles)	Accès à long terme assuré	Accès à long terme possible	Accès limité ou aucun accès possible

Source : Adapté du tableau 3.2 de Western Australia Department of Environment Protection [WA DEP] (2004).

Le document source présente les distances entre le site et les masses d'eau de surface. Les conditions hydrogéologiques variant considérablement d’une région à l’autre, les auteurs estiment que la durée du trajet représente mieux le risque en fonction de la distance qui sépare les masses d’eau des sources de contamination.
Pour utiliser les distances à titre d'évaluation préliminaire, certaines conditions doivent être prises en compte. Ces conditions sont présentées dans les Recommandations fédérales intérimaires pour la qualité des eaux souterraines sur les sites contaminés fédéraux (PASCF, 2016).

Figure 2 : Organigramme pour l’évaluation de la faisabilité de l’ANS

Figure 2 - équivalent textuel

La figure 2 présente un organigramme pour l’évaluation de la faisabilité de l’atténuation naturelle surveillée (ANS). La première question posée est la suivante : les contaminants présents sont-ils de bons candidats pour l’ANS? Si la réponse est non, l’atténuation naturelle n’est pas une option d’assainissement appropriée sur le site. Si la réponse est oui, passez à la deuxième question : la source a-t-elle cessé de libérer de la contamination et les panaches de produits en phase libre et en phase dissoute sont-ils stables ou en diminution? Si la réponse est non, l’atténuation naturelle n’est pas une option d’assainissement appropriée sur le site. Si oui, passez au milieu contaminé approprié : sol ou eau souterraine.

Pour la contamination du sol, passez à la question 3 : la masse contaminée sera-t-elle dégradée ou stabilisée dans un délai de 20 ans? Si non, l’atténuation naturelle n’est pas une option d’assainissement appropriée sur le site. Si oui, passez à la question 5 : des contrôles adéquats sont-ils en place pour assurer qu’aucun récepteur ne soit exposé à un risque inacceptable? Si non, l’atténuation naturelle n’est pas une option d’assainissement appropriée sur le site. Si oui, passez à la question 7 : le site contaminé et l’emplacement de tous les puits de surveillance seront-ils accessibles pendant toute la durée du programme d’assainissement/d’ANS? Si la réponse est non, l’atténuation naturelle n’est pas une option d’assainissement appropriée sur le site. Si oui, considérez l’ANS comme une stratégie d’A/GR valable.

Pour la contamination des eaux souterraines, passez à la question 4 : le panache est-il stable ou se rétrécit-il de telle sorte que les objectifs d’assainissement seront atteints dans une période de 20 ans? Si non, l’atténuation naturelle n’est pas une option d’assainissement appropriée sur le site. Si oui, passez à la question 6 : Y a-t-il des récepteurs préoccupants à une distance qui serait atteinte dans un délai de deux ans? Si oui, l’atténuation naturelle n’est pas une option d’assainissement appropriée sur le site. Si la réponse est non, passez à la question 7 : le site contaminé et l’emplacement de tous les puits de surveillance seront-ils accessibles pendant toute la durée du programme d’assainissement/d’ANS? Si la réponse est non, l’atténuation naturelle n’est pas une option d’assainissement appropriée sur le site. Si oui, considérez l’ANS comme une stratégie d’A/GR valable.

Plusieurs exigences générales doivent être remplies pour que l’ANS soit spécifiquement considérée comme faisant partie d'une stratégie d’A/GR, notamment:

Processus d’AN destructeurs : Les processus destructeurs devraient être les principaux processus d’atténuation utilisés; cependant, les processus d’AN sont complexes et dépendent de nombreux facteurs (y compris les propriétés des contaminants, les caractéristiques hydrogéologiques, les caractéristiques géochimiques, etc.) qui devraient être pris en compte avant de mettre en œuvre l’ANS comme méthode d’A/GR.
Les données disponibles sur l’évaluation du site doivent être examinées dès le départ pour déterminer si des processus d’AN destructeurs sont actuellement en cours sur le site, comme indiqué par la réduction de la masse ou de la concentration de contaminants au fil du temps, ou par le rétrécissement ou la stabilisation d'un panache de contaminants. Il est également important de déterminer si les contaminants sont biodégradables ou immobilisés, ou vont se désintégrer (radionucléides), et de garder à l'esprit que les processus d’AN destructeurs sont largement inefficaces pour les contaminants inorganiques. Ces considérations sont examinées plus en détail à la section 4.1.
Contrôle de la source : La source de contamination doit avoir cessé de libérer des contaminants et le panache de LPNA ou le panache en phase dissoute (si présent ou pertinent au MCS) doit être stable ou rétrécissant. Si le produit à l’état libre n’a pas été retiré ou confiné, l’enlèvement ou le confinement au moyen de techniques d’assainissement actif doit être entrepris, soit avant l’initiation de l’ANS ou simultanément avec l’ANS (Suthersan, 2001). Le contrôle de la source de contamination est abordé à la section 4.2.
Atteinte des objectifs d'assainissement dans un délai raisonnable : L'ANS devrait être en mesure d'atteindre les objectifs d'assainissement dans un délai raisonnable. Dans le cadre du programme PASCF, un délai raisonnable pour l’ANS est défini comme étant de 20 ans. Ce délai a aussi été suggéré par d’autres instances, y compris le ministère de l'Environnement de la Colombie-Britannique (British Columbia Ministry of Environment [BC MOE], 2014). Dans certains cas (c.-à-d. les radionucléides), ce délai pourrait être difficile à respecter, et il est recommandé de consulter les parties prenantes, y compris le Secrétariat du PASCF et les ministères du soutien expert. L’évaluation de la faisabilité de l’ANS nécessite une estimation préliminaire du temps d’assainissement (TA), qui est discutée plus en détail dans la section 4.3.
Protection des récepteurs potentiels :L’utilisation de l’ANS ne doit pas poser de risque inacceptable, ou un risque qui ne peut être géré, aux récepteurs existants ou futurs. Toutes les voies potentielles d’exposition doivent être évaluées, et les modifications futures de l’utilisation du terrain ou de l’eau, ainsi que l’impact potentiel des changements climatiques sur les conditions du site, doivent être prises en compte. Des contrôles adéquats doivent être mis en place pour la contamination des sols et des eaux souterraines, et il est essentiel de bien comprendre et de surveiller attentivement la migration potentielle des contaminants.

Remarque : Les sites isolés tels que ceux de l'Arctique représentent des défis uniques lorsqu'il s'agit de concevoir un plan d’ANS. Ces sites nécessitent une excellente planification des travaux de caractérisation en support au développement du plan d’ANS et sa mise en œuvre. Les coûts et les délais sont souvent beaucoup plus élevés pour ces sites que pour les sites en milieu urbain.

4.1 Contaminants se prêtant bien à l’atténuation naturelle surveillée

Par leur nature, certains contaminants sont plus sensibles à l’atténuation naturelle surveillée. Selon le National Research Council (2000), l’ANS est essentiellement appliqué aux contaminants organiques et aux substances biodégradables non récalcitrantes. L’usage de l’ANS connaît généralement plus de succès lors du traitement des composés organiques, particulièrement des HCP et des composés organochlorés. Toutefois, le Interstate Technology and Regulatory Council (ITRC) a publié un guide précisant que certains radionucléides et composés inorganiques, comme les métaux, peuvent aussi être réceptifs aux processus d’AN non destructeurs, à condition que des conditions géochimiques particulières soient satisfaites (ITRC, 2010).

Le Tableau 4 présente la probabilité de succès de l’ANS selon différentes classes de composés organiques et inorganiques, ainsi que le processus d’AN spécifique impliqué. La liste des contaminants du Tableau 4 ne se veut pas exhaustive; d'autres contaminants peuvent être envisagés en fonction de leurs propriétés. Ce tableau ne s'applique pas aux contaminants émergents pour lesquels il y a une connaissance insuffisante des processus du devenir et du transport. Le jugement professionnel doit être exercé lors de l'examen d'autres contaminants.

Tableau 4 : Probabilité de succès de l’ANS selon différents composés
Type de contaminant	Processus d’AN dominants	Probabilité de réussite
Hydrocarbures
Benzène, toluène, éthylbenzène et xylènes (BTEX)	Biotransformation¹	Élevée
Essence, mazout	Biotransformation	Modérée
Composés aliphatiques non volatils	Biotransformation, immobilisation	Faible
Hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP)	Biotransformation, immobilisation	Faible
Créosote	Biotransformation, immobilisation	Faible
Hydrocarbures oxygénés
Alcools, cétones et esters de poids moléculaire faible	Biotransformation	Élevée
Éther méthylique du tertbutanol (EMTB)	Biotransformation	Modérée à élevée
Composés aliphatiques chlorés
Perchloroéthylène (PCE), tricholoréthylène (TCE), tétrachlorure de carbone	Biotransformation	Modérée
Trichloroéthane (TCA)	Biotransformation, transformation abiotique	Modérée à élevée
Dichlorométhane	Biotransformation	Élevée
Chloroéthène (ou chlorure de vinyle) (CV)	Biotransformation	Modérée à élevée
Dichloroéthylène (DCE)	Biotransformation	Modérée
Composés aromatiques chlorés
Biphényles hautement polychlorés (BPC), pentachlorophénol (PCP), benzènes multichlorés	Biotransformation, immobilisation	Faible
BPC moins chlorés, dioxines	Biotransformation	Faible
Monochlorobenzène	Biotransformation	Élevée
Composés nitroaromatiques
TNT et RDX (explosifs)	Biotransformation, transformation abiotique, immobilisation	Faible
Métaux et radionucléides
Métaux : Cr, Ni, Cu, As, Se, Cd, Pb	Processus abiotiques influencés par les conditions microbiennes et géochimiques, l’immobilisation, la biotransformation	Modérée à faible
Radionucléides : Sr, Tc, I, Cs, Rn, Ra, Th, U, Np, Pi, Am	Désintégration radioactive, immobilisation	Modérée à faible

Source : Adapté de Suthersan (2001), ITRC (2010) et NRC (2000).

Dans le tableau, la biotransformation a un sens plus large que la biodégradation et englobe les changements dans la spéciation et la formation de composés organiques (pour les métaux) par opposition à la décomposition irréversible en sous-produits.

4.1.1 Hydrocarbures

La contamination d’un site peut souvent consister en un mélange de produits chimiques pouvant avoir différentes sensibilités aux processus d’AN. Il est donc important de connaître tous les contaminants présents au site afin de déterminer le niveau d’efficacité de l’ANS. Par exemple, dans des conditions appropriées sur le terrain, les benzène, toluène, éthylbenzène et xylènes (BTEX) peuvent naturellement se dégrader sous l’action de l’activité microbienne et au bout du compte produire des produits finaux non toxiques (p. ex. du dioxyde de carbone et de l’eau) (US EPA, 1999). Lorsque l’activité microbienne est suffisamment rapide, le panache dissous des contaminants BTEX peut se stabiliser (c.-à-d. cesser de prendre de l’expansion), et les concentrations de contaminants peuvent finalement s’abaisser à des niveaux de risques acceptables pour les récepteurs humains ou environnementaux.

Suite à la dégradation des fractions plus légères des HCP (comme les BTEX dissous), une fraction résiduelle constituée de PHC plus lourds de solubilité et de volatilité relativement faibles peut rester dans la zone d'origine (déversement) (US EPA, 1999). Bien que cette contamination résiduelle puisse avoir un potentiel relativement faible de migration ultérieure, elle peut néanmoins constituer une menace pour la santé humaine, la sécurité, le bien-être ou l'environnement, soit par un contact direct avec le sol dans la zone source, soit par des contaminants qui continuent de s'infiltrer dans les eaux souterraines. Dans un tel cas, l’ANS seule peut ne pas être suffisante pour atteindre les objectifs d'assainissement et des mesures de contrôle de la source peuvent devoir être mises en œuvre conjointement avec l'ANS.

4.1.2 Hydrocarbures oxygénés

D'autres produits pétroliers, y compris les additifs oxygénés tels que l’éther méthylique du tertbutanol (EMTB) qui sont présents dans les carburants à base de pétrole, sont plus résistants aux processus de dégradation biologique ou autre et devraient faire l'objet d'une attention particulière lors de l'évaluation de la faisabilité de l’ANS (McLaughlan et al., 2006). Un panache dans lequel la contamination aux BTEX s'est stabilisée peut encore contenir de l’EMTB qui n'a pas encore atteint un état stable, ce qui fait de l'assainissement par AN une option plus longue, plus complexe et potentiellement moins faisable.

Lorsque l'utilisation de l’EMTB comme carburant oxygéné a été abandonnée aux États-Unis et au Canada, l'éthanol est devenu le substitut privilégié. Plusieurs études de recherche ont démontré la viabilité de l’ANS pour la gestion de certains sites contaminés par l’EMTB et d'autres carburants oxygénés tels que l'alcool tert-butylique (ATB), un produit de filiation clé de la dégradation de l’EMTB. La plupart des carburants oxygénés, y compris l’EMTB, l’ATB et l'éthanol, sont hautement solubles et capables de migrer rapidement dans les eaux souterraines après dissolution à partir de sources de liquide léger en phase non aqueuse (LLPNA). Plusieurs études de panache ont montré que la majorité des panaches d’EMTB sont relativement courts, s’atténuent ou les deux (US EPA, 2005; ITRC, 2005).

L’EMTB et l’ATB se dégradent facilement dans des conditions aérobies. La biodégradation anaérobie de l’EMTB et de l’ATB a également été démontrée, ce qui est un facteur important à prendre en compte car au moins une partie de la plupart des panaches d’EMTB est anaérobie (ITRC, 2005). Un bassin d'accepteurs d'électrons facilement disponibles (p. ex. le sulfate, le fer et le manganèse) semble être une condition préalable à la dégradation de l’ATB dans des conditions anaérobies, alors que dans le cas de l’EMTB, le processus de dégradation initiale peut se produire dans des conditions profondément anaérobies (méthanogènes) ne nécessitant donc pas d'accepteurs d'électrons externes (US EPA, 2005, 2007).

4.1.3 Solvants chlorés

La mise en œuvre de l’ANS en tant qu'approche d'assainissement pour les solvants chlorés peut poser des défis, car les processus individuels de biodégradation des hydrocarbures aliphatiques chlorés sont fondamentalement différents des processus impliqués dans la biodégradation des hydrocarbures pétroliers. Par exemple, la biodégradation des hydrocarbures pétroliers, en particulier le benzène, le toluène, l'éthylbenzène et les xylènes (BTEX), est principalement limitée par la disponibilité des accepteurs d'électrons. Puisqu'il semble y avoir un approvisionnement adéquat d'accepteurs d'électrons dans la plupart, sinon tous les environnements hydrogéologiques, la biodégradation se poursuivra généralement jusqu'à ce que tous les contaminants biochimiquement accessibles aux microbes soient détruits (Wiedemeier et al., 1998).

D'autre part, les solvants plus fortement chlorés, tels que le perchloroéthylène (PCE) et le trichloréthylène (TCE), sont généralement biodégradés dans des conditions naturelles par déchloration réductrice, un processus qui nécessite à la fois des accepteurs d'électrons (les hydrocarbures aliphatiques chlorés) et un approvisionnement adéquat de donneurs d'électrons. Les donneurs d'électrons comprennent les hydrocarbures pétroliers ou d'autres types de carbone anthropique (p. ex. le lixiviat d’un site d’enfouissement) ou le carbone organique naturel. Si l'environnement souterrain est appauvri en donneurs d'électrons avant que les hydrocarbures aliphatiques chlorés ne soient éliminés, la déchloration biologique réductrice cessera et l'atténuation naturelle pourrait ne plus protéger la santé humaine et l'environnement. Pour cette raison, il est plus difficile de prédire le comportement à long terme des panaches d'hydrocarbures aliphatiques chlorés que des panaches d'hydrocarbures combustibles (Wiedemeier et al., 1998).

Le potentiel de génération de métabolites toxiques (produits de filiation) pendant l'AN doit également être évalué pour déterminer si la mise en œuvre de l'ANS est appropriée et sera protectrice à long terme. Les métabolites toxiques sont plus susceptibles de se produire en association avec des contaminants organiques non pétroliers (p. ex. les solvants chlorés ou autres contaminants organiques volatils) qu'avec d'autres catégories de contaminants.

4.1.4 Métaux et radionucléides

L'atténuation des métaux et des radionucléides implique des ensembles de processus plus interdépendants que dans le cas de l'atténuation des composés organiques. Avec les métaux, étant donné que les processus d'atténuation ne détruisent pas les contaminants et que les processus d'atténuation complexes impliqués peuvent être réversibles pour de nombreux contaminants métalliques, les sites affectés peuvent nécessiter un assainissement et une gestion continus pendant de nombreuses années, voire des décennies (ITRC, 2010).

À la différence des composés organiques, les contaminants inorganiques tels que les métaux ne peuvent être transformés en produits inoffensifs par les processus d’AN destructeurs. Les mécanismes d’atténuation pour ces composés impliquent de rendre le contaminant immobile, qui est lié soit sur ou à l’intérieur des solides minéraux. Les principaux mécanismes d'atténuation des métaux dans les eaux souterraines comprennent la sorption-désorption, la précipitation-coprécipitation-dissolution et la dilution-dispersion et, dans le cas des radionucléides, la désintégration radioactive (ITRC, 2010).

Puisque les processus d’AN non destructeurs laissent le contaminant en place (ou dans le cas de la désintégration radioactive, le convertissent en un produit de filiation moins nocif), et parce que les modifications spatiales et temporelles de la géochimie du site peuvent entraîner la mobilisation de contaminants de métaux et de radionucléides précédemment stabilisés, on devrait utiliser l’ANS seulement aux sites ayant un faible potentiel de migration des contaminants (ITRC, 2010). Le potentiel de migration dépendra d’une gamme de facteurs tels que la présence d’une source, les conditions de recharge, la conductivité hydraulique et d’autres mécanismes physiques et biologiques de l’AN. Dans tous les cas, un contact direct avec les sols de la zone source ou une lente lixiviation continue des contaminants vers les eaux souterraines peut empêcher la mise en œuvre d'une stratégie d’A/GR entièrement passive.

4.2 Contrôle des sources de contamination

Les sources de contaminants persistent généralement pendant une longue durée, et celles qui demeurent non traitées peuvent continuer à rejeter des contaminants dans les sols et les eaux souterraines, ou à migrer dans l’environnement. Lorsque l’ANS est utilisée, la présence de sources continues ou persistantes peut augmenter le temps nécessaire pour atteindre les objectifs d’assainissement (délai généralement de 20 ans pour les projets du PASCF).

On doit démontrer que les LLPNA, les LDPNA et leur panache en phase dissoute sont stables avant que l’ANS puisse être mis en œuvre (PASCF, en préparation). Lors de l’évaluation de la stabilité du panache, une attention particulière doit être accordée au potentiel d'intrusion de vapeur en tant que voie d'exposition importante pour les panaches de LLPNA et LDPNA (PASCF, en préparation). Les mesures à prendre pour obtenir la stabilité du panache comprennent le retrait, le traitement, le confinement ou une combinaison de ces approches (US EPA, 1999). Il est important de noter que la contamination résiduelle en hydrocarbures dans les sols et les eaux souterraines est souvent une bonne source de carbone pour les microorganismes endogènes, et que les bactéries qui dégradent ce carbone vont créer des conditions géochimiques favorables à ces autres bactéries qui ont la capacité de dégrader les solvants chlorés (Suthersan, 2001).

Il existe plusieurs méthodes pour réduire ou confiner une source de contamination (MDNR, 2007), notamment :

extraction des contaminants volatils du sol (c.-à-d. extraction des vapeurs du sol);
bioventilation;
barbotage;
confinement hydraulique;
biodégradation améliorée;
solidification ou stabilisation du sol;
destruction chimique in situ;
utilisation de barrières perméables réactives;
récupération de la phase libre (c.-à-d. récupération de la phase non aqueuse);
extraction d’eau souterraine dans la zone source; et
excavation du sol.

4.3 Temps d’assainissement

L’ANS nécessite généralement de longues périodes d’assainissement. Le taux estimé de biodégradation ou d’atténuation des contaminants est donc un déterminant clé de l'adéquation de l’ANS en tant que stratégie d’A/GR pour un site contaminé où des processus destructeurs sont en jeu. Il existe plusieurs méthodes pour estimer des taux de biodégradation et d’atténuation des contaminants. Ces méthodes nécessitent différents degrés de caractérisation du site, et produisent des estimations dont l’exactitude varie selon les conditions propres au site. On recommande d'utiliser simultanément plusieurs techniques et de comparer les résultats afin de générer une meilleure estimation globale.

Les informations théoriquement requises pour calculer le temps d’assainissement (TA) comprennent la masse initiale du contaminant (M_o), la masse seuil du contaminant (M_seuil; masse du contaminant visée) et le taux des processus d’AN en cours (T_AN) qui agissent sur le contaminant. Cependant, obtenir des estimations fiables pour ces paramètres peut être techniquement difficile, ce qui affecte au final la fiabilité de l'estimation du TA. Les valeurs du T_AN, et le taux de biodégradation en particulier, peuvent varier en raison de nombreux facteurs, ce qui rend très difficile l’obtention d’estimations fiables de ce paramètre sans une analyse approfondie. Des outils et une série de facteurs à prendre en compte pour l’ANS des hydrocarbures sont fournis dans le document de l’ITRC intitulé Evaluating LNAPL Remedial Technologies for Achieving Project Goals (ITRC, 2009). Ce guide est utile pour établir les facteurs clés qui influenceront les taux de perte de masse du LLPNA spécifiques au site (détermination empirique du temps d’assainissement) au moyen de processus qui prennent en compte la réduction de masse du LLPNA par volatilisation naturelle (dans la zone non saturée), dissolution aqueuse (dans la zone saturée) et biodégradation (dans les deux zones).

L’estimation du TA pour l’eau souterraine présente plusieurs défis qui peuvent être divisés en trois éléments distincts mais liés :

La distance de stabilisation est la distance maximale à laquelle va migrer un panache de contamination d’une zone source à une concentration de contaminant donnée et dépend grandement des capacités d’AN des systèmes d’eaux souterraines et de la capacité de sorption du sol (Chapelle et al., 2003).
Le temps de stabilisation est le temps requis pour qu’un panache rétrécisse à une configuration de plus petite taille si une source de contamination est entièrement ou partiellement éliminée. Cette composante est particulièrement influencée par les capacités de sorption de l’aquifère, qui, en soi, dépend du contenu organique du sol présent dans l’aquifère ainsi que des propriétés de sorption de chacun des contaminants. En règle générale, une capacité de sorption élevée retarde la croissance ou le rétrécissement du panache et accroît le temps de stabilisation. Toutefois, le temps requis pour qu’un panache atteigne un état stable est indépendant des capacités d’AN (Chapelle et al., 2003).
Le temps de dissolution des LPNA est le temps qu’il faut aux LPNA pour se dissoudre et se disperser au point où les normes de qualité des eaux souterraines existantes sont respectées. Il est à noter que, dans le cas d’un haut potentiel de résurgence des eaux souterraines contaminées dans un environnement aquatique ou marin, la protection des récepteurs aquatiques ou marins devra être considérée en tenant compte de la Loi sur les pêches et aux autres lois applicables. Il est possible que des mesures de contrôle de la zone source soient requises dans de tels cas. La dissolution des LPNA dépend en grande partie de la masse, de la composition et de la géométrie du panache, ainsi que de facteurs hydrogéologiques tel que le débit de l’eau souterraine. Pour en savoir plus sur les LLPNA, reportez-vous au Document d'orientation sur la gestion des liquides légers en phase non aqueuse (LLPNA) dans les sites contaminés fédéraux(PASCF, en préparation). Pour les liquides denses en phase non aqueuse (LDPNA), des experts en la matière devraient être consultés.

L’encadré ci-dessous offre une définition du TA et décrit en termes théoriques comment estimer le TA pour les eaux souterraines contaminées.

Estimation du TA (calculé pour l’eau souterraine)

Sur le plan conceptuel, l'estimation de la durée nécessaire aux processus naturels pour éliminer un contaminant particulier des eaux souterraines est basée sur le principe du bilan massique.

Si la masse initiale du contaminant, M_o, (exprimée en unités de masse) présente dans le système d'eau souterraine est connue, et si la vitesse à laquelle le contaminant est détruit ou transformé par des processus d’AN, T_AN, (exprimée en unités de masse éliminée par unité de temps) est également connue, alors une équation de bilan massique peut être formulée comme suit :

[M_o – (T_AN • t)] = M_restante

où t est le temps et M_restante est la masse de contaminants restante à un t donné. Il s’ensuit que le TA peut être défini comme le temps requis pour réduire la masse du contaminant en dessous d’un seuil (réglementaire) donné (M_seuil) :

[M_o – (T_AN • t)] = M_seuil

t_{assainissement} = [M_o – M_seuil] / T_AN = TA (Éq. 1)

où TA est défini explicitement comme indiqué dans l'équation 1, et fait référence à la durée requise pour qu'une masse donnée du contaminant initial (M_o) soit réduite sous un seuil réglementaire donné (M_seuil) par le taux des processus d’AN (T_AN) se produisant dans le système des eaux souterraines.

Adapté de Methodology for Estimating Times of Remediation Associated with Monitored Natural Attenuation (Chapelle et al., 2003).

En général, le temps requis pour que les processus d’AN abaissent les concentrations de contaminants à des niveaux pouvant assurer la protection humaine et de l’environnement varie grandement selon les systèmes hydrogéologiques et en fonction des types et des concentrations de contaminants. Il convient de noter que la variabilité du temps d'assainissement dépend des attributs géologiques, biologiques et hydrogéologiques des systèmes d'eaux souterraines qui ne sont pas eux-mêmes aléatoires. Ces paramètres peuvent être mesurés et interprétés de manière logiquement cohérente, permettant ainsi d'estimer les temps d'assainissement associés aux processus d’AN (Chapelle et al., 2003).

Pour les radionucléides, la désintégration radiologique suit une cinétique de premier ordre, ce qui signifie que le taux de désintégration est proportionnel au nombre de noyaux présents. Ce processus donne lieu à une demi-vie caractéristique pour chaque radionucléide. Une demi-vie correspond à la durée requise pour que la moitié des atomes d’un radionucléide donné se désintègre. Dix demi-vies sont requises pour la dégradation de 99,9 % de n’importe quel radionucléide (ITRC, 2010). Les radionucléides ayant une demi-vie très courte se désintègrent habituellement trop rapidement pour affecter l’environnement et n'ont pas d'effet néfaste sur la plupart des récepteurs à risque dans les eaux souterraines (p. ex. l’iode 131 dont la demi-vie est de 8 jours). Les radionucléides ayant une demi-vie très longue peuvent être persistants dans l’environnement, mais leur activité peut être suffisamment faible pour que peu de dommages environnementaux surviennent, selon l’étendue de la contamination (p. ex. l'uranium 235 dont la demi-vie est de 7,04 x 10⁸ années). Les radionucléides ayant une demi-vie intermédiaire, comme le strontium-90 (28 ans), présentent la plus grande menace pour les récepteurs humains et écologiques puisqu’ils persistent suffisamment longtemps pour pénétrer dans les systèmes vivants et ont suffisamment de radioactivité pour endommager les tissus vivants (ITRC, 2010).

Les incertitudes créées par les facteurs décrits ci-dessus poseront toujours un défi lors du calcul du TA. Cependant, certains de ces défis peuvent être surmontés grâce à la modélisation informatique, qui se prête mieux aux analyses multifactorielles nécessaires pour évaluer le TA de manière quantitative (UK Environment Agency, 2000).

5 Démonstration de l’efficacité de l’atténuation naturelle surveillée

Pour satisfaire aux exigences menant à l’acceptation de l’ANS comme stratégie d’A/GR à l’étape 7 du cadre décisionnel du PASCF (PASCF, en préparation), plusieurs critères doivent être clairement satisfaits grâce à une approche fondée sur les preuves :

la destruction des contaminants est le principal processus d’AN (pour les composés organiques);
une immobilisation efficace des contaminants peut être obtenue si l’AN se fonde sur des processus non destructeurs;
le TA est acceptable (20 ans); et
le projet est pourvu en personnel et est soutenu de manière à réaliser l’ANS (c.-à-d. à toutes les étapes qui suivent le stade de la démonstration, comme la surveillance du rendement).

Le stade de la démonstration sert en outre à préciser davantage les voies d’exposition possibles et les risques éventuels pour les récepteurs humains ou environnementaux, le devenir et le transport des contaminants présents, et les processus d’AN qui entrent en jeu.

La démonstration de l’efficacité de l’ANS sera habituellement un processus itératif qui comprend une caractérisation complète et détaillée du site, l’élaboration d’un MCS, et l’établissement d’éléments de preuve pour déterminer si l’ANS sera suffisante pour atteindre les objectifs d’assainissement. La démonstration de l’efficacité de l’ANS nécessite habituellement un niveau plus élevé de caractérisation du site que celui requis pour soutenir des mesures d’assainissement plus traditionnelles. Par exemple, dans le cas des contaminants qui ne répondent pas facilement aux processus d’AN destructeurs, il faudra peut-être prévoir la géochimie future du site pour confirmer que les contaminants resteront liés aux phases solides (ITRC, 2010). De manière semblable, les sites ayant des contaminants qui ne tendent pas à se biodégrader facilement nécessiteront plus de données de caractérisation de site que ceux ayant des contaminants plus biodégradables. La portée de l’étude nécessaire pour caractériser adéquatement un site est grandement propre au site et dépendra de la nature de la contamination, de la complexité hydrogéologique, de la proximité des récepteurs et d’autres facteurs comme les conditions géochimiques (MDNR, 2007).

5.1 Caractérisation et modélisation du site

Les décisions d'employer l’AN comme stratégie d’A/GR devraient être appuyées de manière adéquate et approfondie par les analyses et les données de caractérisation propres au site. La caractérisation du site devrait inclure la collecte de données dans trois dimensions spatiales au fil du temps de manière à acquérir une compréhension adéquate de la nature et de la distribution de la contamination du sol, des zones sources de contaminant et du panache d’eau souterraine, ainsi que du comportement potentiel des contaminants dans le milieu touché et les voies d’exposition potentielles. Les paramètres quantitatifs suivants, tirés de US EPA (1999), sont requis à cette étape, et devraient avoir été déterminés aux étapes 3 et 5 du processus du CD (Figure 1; c.-à-d. aux phases II et III de l’EES), et possiblement avoir été renforcés lors de l’élaboration de la stratégie d’A/GR à l’étape 7 :

emplacement, nature et masse des sources de contaminants;
emplacement, étendue et concentration des contaminants dissous;
propriétés chimiques des sources de contaminants et du panache :
- solubilité;
- volatilité;
- taux de transformation biologique et non biologique; et
- présence de produits de dégradation ou de transformation (p. ex. TCE, DCE, CV);
répartition des phases de contaminants et répartition entre les sols, les eaux souterraines et les gaz du sol;
caractéristiques climatiques;
paramètres géochimiques du sol et de l’aquifère :
- saturation, porosité, perméabilité, densité, température du sol, pH, oxygène dissous, matière organique, azote organique et potentiel d’oxydoréduction;
- présence de nutriments appropriés; et
- analyse microbiologique pour déterminer la présence et la viabilité d’une population microbienne appropriée;
paramètres hydrogéologiques :
- conductivité hydraulique;
- gradient hydraulique;
- direction et vitesse d’écoulement des eaux souterraines;
- caractéristiques lithologiques;
- granulométrie du sol;
- voie de migration pour les liquides en phase non aqueuse;
- hétérogénéité du site ou de l’aquifère;
- voies préférentielles;
- emplacement et type d’eaux de surface; et
- zones de recharge et de résurgence.

Les variations temporelles (autant au fil du temps que selon les saisons) et spatiales de tous ces facteurs, et la façon dont ils interagissent les uns avec les autres, créent les processus qui régissent le comportement des contaminants, leur devenir et leur dynamique de transport. Il est essentiel de comprendre ces processus avant que l’ANS puisse être appliqué à un site de manière appropriée (US EPA, 1999). Ultimement, les conditions géochimiques propres au site détermineront les voies dominantes du devenir et du transport des métaux et des radionucléides. Les principales voies d’atténuation naturelle des métaux et des radionucléides dans les eaux souterraines sont établies en grande partie par les contaminants potentiellement préoccupants (CPP) particuliers sur le site, l’évaluation de l’ANS pour chaque contaminant pouvant nécessiter l’examen des données propres au contaminant et/ou au site (ITRC, 2010). Ainsi, l’élaboration d’un MCS, ou le perfectionnement d’un MCS élaboré précédemment (à l’étape 5), sera une composante clé de toute caractérisation de site additionnelle.

5.1.1 Modèle conceptuel du site

Un modèle conceptuel du site (MCS) consiste en une représentation écrite ou illustrée des caractéristiques géologiques, hydrogéologiques, hydrologiques, biologiques, géochimiques et climatiques propres au site (indiquées dans la section précédente) qui influencent le transport, la migration et les impacts actuels et potentiels d’un site contaminé sur les récepteurs humains et/ou écologiques. Le MCS illustre ce qui est connu ou soupçonné concernant la source de contamination, les mécanismes de rejet, la migration et le devenir des contaminants. Cet outil permet de comprendre la contamination, la migration et les voies d’exposition, ainsi qu’à identifier les risques. Le MCS sert à formuler une hypothèse au sujet des processus qui favorisent l’AN et traite de la façon dont les processus de l’ANS devraient permettre l’atteinte des objectifs d’assainissement. Enfin, le MCS sert de base pour les analyses quantitatives qui seront réalisées au moyen de la modélisation informatique. Le MCS devrait inclure une description de la source et de la contamination (nature, emplacement, distribution, concentration, portée et forme ou spéciation), des caractéristiques du milieu contaminé, et des récepteurs (emplacement, type et distance par rapport au site). Dans certains cas, le MCS peut indiquer que des données supplémentaires sur la caractérisation du site sont nécessaires avant de mettre en œuvre l’ANS.

Il est possible d’obtenir de l’orientation additionnelle sur l’élaboration d’un MCS dans le Guide sur la caractérisation environnementale des sites dans le cadre de l’évaluation des risques pour l’environnement et la santé humaine, Volume 1, Orientations (CCME, 2016).

5.1.2 Modélisation mathématique

La modélisation ou la simulation informatique peut servir à comprendre les conditions actuelles du site et à prévoir les conditions futures à partir des données propres au site. Les principaux objectifs consistent à évaluer l’étendue, la concentration et la migration des contaminants au fil du temps, à évaluer le risque d'exposition et l'impact sur les récepteurs, à évaluer la durée requise pour atteindre les objectifs d’assainissement et à prévoir les meilleurs emplacements pour les points de surveillance du panache.

La modélisation est un outil important pour évaluer l’ANS des métaux et des radionucléides, ce qui peut nécessiter l’élaboration d’un MCS, des calculs de bilan massique et de spéciation géochimique et une modélisation prédictive du devenir et du transport. Le recours à la modélisation est pertinent à chacun des quatre niveaux présentés dans l’approche de la US EPA (2007) concernant la démonstration de l’ANS (ITRC, 2010), discutée ci-dessous.

La sélection du modèle approprié pour prévoir l’efficacité de l’ANS dépend de l’objectif de la modélisation, de la complexité du site, du type de contaminant ou de son comportement, des processus d’AN, de la qualité et de la quantité des données propres au site disponibles et des limites du modèle. Des modèles informatiques analytiques simples peuvent être utiles pour élaborer des estimations préliminaires concernant la migration des contaminants et leur atténuation au fil du temps. Des exemples de ces modèles comprennent le BIOCHLOR (US EPA, 2000, en anglais seulement) et le BIOSCREEN (US EPA, 1996, en anglais seulement). D'autres modèles référencés par le Technical Guide on Contaminated Sites du BC MOE (2014) sont énumérés à l'Annexe A. Ces modèles peuvent être assez limités dans leur application en raison des simplifications utilisées pour minimiser la quantité de données d'entrée requises, ce qui les rend relativement faciles à utiliser. Il peut aussi être nécessaire d’employer des modèles numériques plus complexes afin de mieux tenir compte de la complexité du site et d’améliorer les estimations des taux d’atténuation.

Les hypothèses et paramètres utilisés dans la modélisation doivent être documentés, décrits et justifiés sur la base d'essais sur le terrain, de vérification en laboratoire biologique et/ou d'hypothèses techniques solides propres au site. La documentation doit inclure toutes les sources de données tirées de la littérature. Lors de l’estimation du temps nécessaire pour atteindre les niveaux des critères de contaminants, des calculs à l'appui doivent être soumis pour confirmer que l’AN est une approche d'assainissement rentable et appropriée.

Les modèles doivent être validés (au moyen de valeurs de paramètre propres au site) et une analyse de sensibilité doit être effectuée pour déterminer quels paramètres ont la plus grande influence sur les prévisions du modèle. La modélisation devrait être interprétée avec soin, et les incertitudes ou limites du modèle devraient être clairement comprises et décrites.

La modélisation informatique n'est pas toujours utile. Par exemple, elle peut ne pas convenir ou ne pas apporter de valeur ajoutée dans les cas où l’AN peut être vérifiée par observation directe, les processus d’AN ne peuvent pas être correctement représentés par un modèle, trop d'hypothèses simplificatrices sont nécessaires, ou les données disponibles sont insuffisantes pour fournir une définition adéquate du système ou valider les résultats du modèle. Cependant, la modélisation est généralement nécessaire pour évaluer les sites où on a identifié des processus complexes de biodégradation, de sorption et/ou de transport.

L'approche de modélisation à quatre niveaux de la US EPA (2007) est résumée dans le Tableau 5 (adapté du tableau 2-4 de l'ITRC, 2010). Cette approche itérative est conçue pour réduire progressivement l'incertitude à mesure que les données spécifiques au site sont collectées, tout en minimisant les coûts globaux lorsque cela est possible. En règle générale, plus l'approche de modélisation est complexe, plus les données spécifiques au site sont requises, ce qui augmente les coûts mais atténue également l'incertitude propre au site.

Tableau 5 : Intégration de la modélisation, de la caractérisation, du développement du modèle conceptuel et de l’approche par niveaux pour évaluer l’ANS en tant que stratégie d’A/GR
Éléments du modèle conceptuel	Caractérisation	Calculs/modélisation
Analyse de niveau I
Milieu hydrogéologique unités hydrogéologiques touchées ou potentiellement touchées définition du régime d’écoulement définition de la surface piézométrique	Définition des unités hydrogéologiques à partir de carottes souterraines ou de diagraphies géophysiques Mesures de la charge hydraulique dans les puits Mesures des débits de base dans les cours d’eau	Calculs du gradient hydraulique/génération nette de débit Modélisation simple du débit ou du transport
Distribution spatiale des contaminants	Analyse des contaminants dans l’eau souterraine Analyse des contaminants dans les eaux de surface	Calculs de la spéciation aqueuse
Composition chimique du panache	Mesures sur le terrain de l’eau souterraine : pH, potentiel d’oxydoréduction, alcalinité, oxygène dissous Mesures en laboratoire de l’eau souterraine : principaux cations et anions, carbone organique total	Calculs de la spéciation aqueuse
Distribution des contaminants entre les phases aqueuse et solide	Analyse globale des concentrations des contaminants dans les solides de l'aquifère	Calculs du bilan massique (si les concentrations naturelles de fond sont connues) Modèles probabilistes
Analyse de niveau II
Définition des interactions entre les contaminants et les solides de l’aquifère identifier la minéralogie de l’aquifère identifier les mécanismes d'atténuation dominants mesurer les taux du mécanisme d’atténuation définir l’hétérogénéité géochimique	Diffraction des rayons X, analyse thermogravimétrique, etc. pour analyser la minéralogie Extractions séquentielles, • spectroscopie aux rayons X, microscopie électronique à balayage/spectroscopie aux rayons X à dispersion d’énergie pour identifier les mécanismes d’atténuation spécifiques Études de laboratoire, tests in situ pour mesurer les taux d’atténuation Utilisation des connaissances géologiques associées à l'analyse chimique et minéralogique des solides de l’aquifère pour définir l'hétérogénéité géochimique	Calculs du bilan massique Modélisation du chemin réactionnel
Microbiologie détaillée (le cas échéant) appropriée lorsqu'une source de carbone suffisante est disponible pour soutenir les mécanismes biologiques appropriée lorsque la variation des espèces chimiques de nutriments (NO₃^-, SO₄^2-, O₂) ne peut pas être expliquée par le débit	-	Modélisation du chemin réactionnel
Hydrogéologie détaillée mesure des principaux paramètres définir l’hétérogénéité hydrogéologique	Mesure en laboratoire ou sur le terrain de la porosité et de la conductivité hydraulique Variation des paramètres clés et de la géophysique, et utilisation des connaissances géologiques pour définir l’hétérogénéité hydrogéologique	Modèles analytiques du transport des contaminants Modèles numériques du débit
Analyse de niveau III
Mesure de la capacité d’atténuation minéralogie quantitative débit des nutriments (si les processus microbiens sont fonctionnels) déterminer le débit des contaminants de la zone vadose	Minéralogie quantitative plus dense sur le plan spatial ou utilisation de l’information sur l’hétérogénéité et de la minéralogie quantitative moins dense Études au lysimètre des concentrations de nutriments dans la recharge	Modèles numériques du transport réactif
Déterminer le débit des contaminants de la zone vadose	Études au lysimètre des concentrations des contaminants dans la zone vadose Utilisation des rapports contaminant/traceur et modélisation du débit	Modélisation du chemin réactionnel
Stabilité des zones des contaminants stabilisés stabilité aux conditions qui reflètent l’évolution géochimique du site de déchets	Études en laboratoire de la stabilité des contaminants Essais pousser-tirer in situ de la stabilité des contaminants dans la zone stabilisée	Modélisation du chemin réactionnel Modèles numériques du transport réactif
Analyse de niveau IV
Déterminer le programme de surveillance du rendement	-	Modèles d’optimisation de la surveillance Modèles numériques du transport réactif
Identifier d’autres solutions d’assainissement	-	Modèles de chemin réactionnel Modèles numériques du transport réactif

5.2 Éléments de preuve

Une approche fondée sur la preuve repose sur l’hypothèse que plus d’un élément convergent et indépendant de preuve est nécessaire. Une fois que les données de caractérisation du site ont été recueillies et qu'un MCS et un modèle mathématique (si nécessaire) ont été élaborés, l'efficacité de l’AN en tant qu'approche d’assainissement peut être évaluée. Trois types de renseignements ou de « preuves » propres au site devraient être utilisés dans une telle évaluation, dont certaines ont été compilées aux étapes précédentes du processus de l’ANS (c.-à-d. lors de l'examen des tendances historiques de la concentration des contaminants). La preuve est organisée en éléments primaires, secondaires et tertiaires (Tableau 6). Les éléments primaire et secondaire sont essentiels et la tertiaire est facultative; les éléments de preuve essentiels sont nécessaires pour utiliser l’ANS comme approche d’assainissement. D'autres éléments de preuve facultatifs sont nécessaires si les éléments de preuve essentiels sont insuffisants pour fournir une démonstration convaincante de l'efficacité de l’ANS. Ces éléments facultatifs peuvent également améliorer l'interprétation des éléments essentiels. Il est important de garder à l'esprit que le coût et la complexité augmentent progressivement avec le nombre d’éléments de preuves obtenus.

Dans le cas des métaux, il peut être difficile de déterminer la précipitation ou la coprécipitation des contaminants. Les concentrations des contaminants sont généralement si faibles que la possibilité d’observer les minéraux dans lesquels ils se trouvent est minime. Les analyses des eaux souterraines et les indices de saturation sont utiles pour indiquer si la précipitation ou la coprécipitation d'un contaminant est susceptible de se produire, mais les résultats ne sont pas définitifs. Par conséquent, plusieurs éléments de preuve sont généralement requis tel que mentionné ci-dessus pour d'autres contaminants. Il s'agit notamment des tendances spatiales et temporelles des concentrations de contaminants dans les eaux souterraines, des indices de saturation et des essais de lixiviation des contaminants sur les solides des aquifères. Les essais de lixiviation peuvent être conçus pour cibler la dissolution de minéraux spécifiques, ou des patrons dans les concentrations des contaminants dans le lixiviat peuvent indiquer que certains minéraux sont présents (ITRC, 2010).

Une liste détaillée des données et des analyses pouvant être requises pour les éléments de preuve est présentée à l'Annexe C.

Tableau 6 : Groupes d’éléments de preuve
Groupe d’éléments de preuve	Description
Primaire : Documentation des réductions ou des stabilisations antérieures de la masse et de la concentration de contaminants au fil du temps	Comprend l'examen des données historiques sur les eaux souterraines et la chimie du sol, en conjonction avec la géologie et l'hydrogéologie du site, pour démontrer une tendance claire et significative de diminution et/ou de stabilisation de la masse et de la concentration des contaminants au fil du temps, aux points de surveillance ou d'échantillonnage appropriés. Cette perte de masse peut se produire dans la zone source et/ou le long du trajet d'écoulement des eaux souterraines. Dans le cas d'un panache d'eau souterraine, la diminution des concentrations ne devrait pas être uniquement le résultat de la migration du panache. La cinétique du taux de dégradation doit être évaluée. Dans certains cas, il est plus important d'estimer un taux de biodégradation à partir des données de terrain. Par exemple, les solvants chlorés ne se biodégradent pas d'eux-mêmes comme le font les HCP, et leurs taux de biodégradation sont donc davantage propres au site (p. ex. en fonction des conditions d’oxydoréduction et de la concentration des donneurs d'électrons), ce qui nécessite des analyses plus spécifiques.
Secondaire : Présence et distribution d’indicateurs d’AN hydrogéologiques, géochimiques et biochimiques	Analyse des données hydrogéologiques et géochimiques qui peuvent être utilisées pour démontrer les types de processus d’AN actifs sur le site, et le taux auquel ces processus abaisseront les concentrations de contaminants aux niveaux d’assainissement requis. On devrait évaluer la présence et quantifier les taux des processus de dégradation aérobie et anaérobie se produisant sur le site, y compris la présence de produits de désintégration radioactive et de filiation. Le dénombrement microbien et l'analyse des éléments nutritifs présents peuvent aider à calculer la capacité de biodégradation théorique.
Tertiaire : Preuve microbiologique directe d’AN pour les processus d’AN destructeurs	Les preuves microbiologiques directes sont obtenues grâce à des études de microcosme en laboratoire (menées dans ou avec le substrat actuel du site contaminé) et sont utilisées pour : Confirmer les processus de biodégradation spécifiques qui ne peuvent pas être démontrés de manière concluante avec les seules données de terrain (p. ex. l’oxydation anaérobie du chlorure de vinyle); et/ou Estimer les taux de biodégradation propres au site qui ne peuvent pas être démontrés de façon concluante avec les seules données de terrain ou historiques. La nécessité du troisième élément de preuve est évaluée au cas par cas; cette preuve n'est généralement requise que lorsque les données de terrain soutenant les deux premiers éléments de preuve sont insuffisants pour soutenir adéquatement l’AN.

6 Surveillance du rendement de l’atténuation naturelle surveillée

La surveillance du rendement de l’ANS (mise en œuvre à l’étape 8 du CD) joue un rôle important dans la mise en œuvre globale de l’A/GR du site, compte tenu du délai d’assainissement potentiellement plus long, de la possibilité d’une migration des contaminants et d’autres incertitudes inhérentes à cette approche. Par conséquent, lorsque l’ANS est sélectionnée comme stratégie d’A/GR, la conception d’un plan de surveillance du rendement, y compris l’élaboration d’un plan de contingence, est un élément clé de l’approche d’assainissement.

Comprendre l'évolution biogéochimique du système grâce à la surveillance est important dans l'évaluation du rendement. Le rendement à long terme du système dépend de la masse totale de contaminants qu'il peut être nécessaire d'atténuer et de la mesure dans laquelle leur rejet à partir des zones sources peut être contrôlé (ITRC, 2010). Un défi habituel avec les sites contaminés par des métaux et des radionucléides est que les contaminants ne sont pas détruits mais sont plutôt immobilisés ou détoxifiés, et que ces processus doivent être maintenus en place pendant de longues périodes, voire pendant des siècles à des millénaires (ITRC, 2010). Les sites contaminés où ces conditions existent se trouvent hors de la portée du programme du PASCF.

La surveillance devrait permettre ce qui suit :

démontrer que l’AN se produit conformément aux attentes;
détecter, en temps opportun, les changements dans les conditions du site qui pourraient réduire l’efficacité du processus d’AN;
identifier tout produit de dégradation et de transformation;
vérifier l’absence de répercussions inacceptables sur les récepteurs;
détecter les nouveaux rejets de contaminants dans l'environnement qui pourraient générer un risque ou avoir une incidence sur l'efficacité de l’ANS;
vérifier l’atteinte des objectifs d’assainissement;
vérifier que le panache n’est pas en expansion, que ce soit en aval, latéralement ou verticalement;
démontrer l'efficacité continue des contrôles institutionnels mis en place pour protéger les récepteurs potentiels;
appuyer la décision de mettre fin aux activités ou de mettre en œuvre le plan de contingence, si nécessaire; et
mettre en œuvre des techniques d’A/GR appropriées, si l’ANS s'avère inefficace.

6.1 Élaboration d’un plan de surveillance du rendement

La conception du plan de surveillance est fondée sur les particularités propres au site et les caractéristiques de la contamination, qui ont été identifiées au stade de la démonstration de l’efficacité de l’ANS et représentées dans un MCS exhaustif. Les principales composantes du programme de surveillance comprennent le nombre, le type et l’emplacement des points de surveillance, la fréquence d’échantillonnage et les paramètres surveillés.

Les objectifs et les cibles du plan de surveillance du rendement doivent être clairement définis, et les mécanismes institutionnels et financiers pour maintenir le programme de surveillance doivent être clairement identifiés dans le plan d’A/GR ou dans d'autres documents relatifs au site, selon le cas.

Le programme de surveillance devrait inclure l'établissement d'un réseau de puits qui :

fournit une couverture surfacique et verticale adéquate pour vérifier que le panache d'eau souterraine reste statique ou se rétrécit;
permet de surveiller la chimie des eaux souterraines dans toutes les zones où l'atténuation des contaminants se produit.

Il est recommandé que le programme de surveillance du rendement comprenne une évaluation du comportement des écoulements souterrains (piézométrie, gradients hydrauliques et vitesses), de manière à pouvoir ajuster le réseau de surveillance selon les observations en temps réel. Ceci permettra d'évaluer les changements potentiels dans les modèles hydrogéologiques établis initialement, incluant la recharge des aquifères et la direction du flux prédominant dans le panache, et de faire les ajustements requis. En plus de surveiller les paramètres des eaux souterraines associés au processus de l'AN, il est également recommandé de surveiller périodiquement les paramètres qui permettent de suivre les modifications non bénéfiques des conditions des eaux souterraines. La surveillance de l’efficacité de l’AN inclura une vérification continue de l'élimination des contaminants des eaux souterraines, mais inclura également le suivi des tendances des autres réactifs participant au processus d’AN (des exemples possibles incluent le pH, l'alcalinité, le fer ferreux et le sulfate). Pour les sites où l'immobilisation des contaminants est le principal processus d'atténuation, il peut être justifié de collecter périodiquement des échantillons de sol constituant l'aquifère afin de vérifier la cohérence des mécanismes de réaction (US EPA, 2007).

Il faut tenir compte de plusieurs considérations importantes au moment d’élaborer un réseau de surveillance en soutien à un assainissement fondé sur l’atténuation. Si l’assainissement fondé sur l’atténuation s’avère être une option viable, alors :

les concentrations de contaminants devraient se rapprocher des objectifs d’assainissement;
le flux des contaminants, s’il est évalué, devrait diminuer; et
les changements de concentration et de flux devraient se produire plus lentement que dans la zone de la source (primaire ou secondaire).

Ces conditions ont un impact à la fois sur l'espacement des points de surveillance au sein du réseau, ainsi que sur la fréquence d'échantillonnage (ITRC, 2010).

6.1.1 Points de surveillance – Type, nombre et emplacement

Au moment de déterminer les types, le nombre et l'emplacement des points de surveillance, il convient de tenir compte d'un certain nombre de facteurs tels que :

l’emplacement des points potentiels d’exposition des récepteurs et la distance jusqu’à ceux-ci;
la vitesse et la direction de l’écoulement des eaux souterraines;
les types de contaminants et leur distribution;
l’hétérogénéité de l’aquifère;
les répercussions sur les eaux de surface;
les effets des systèmes d’assainissement ouvragés;
la complexité du site;
le niveau de compréhension du comportement, de la complexité et de la configuration du panache; et
les questions d’accès, les limites de propriété et les apports de contaminants à partir de sources hors site.

Dans le cas des sols, il peut être difficile de recueillir une série d’échantillons pouvant être comparés aux échantillons antérieurs, puisque, de par leur nature, les échantillons de sol ne peuvent pas être pris de nouveau exactement au même endroit. Les échantillons doivent ainsi être pris aussi près que possible de l’ancien emplacement pour s’assurer que les résultats soient comparables (US EPA, 2004). Si possible, des échantillons composites de chaque station d'échantillonnage, ou un échantillonnage par incréments (ITRC, 2012) peuvent être prélevés sur le site afin de réduire la variabilité des résultats d'échantillonnage. Ces échantillons composites pourraient être prélevés pendant le stade de la démonstration de l’efficacité de l’ANS (voir section 5.1) pour établir les concentrations de référence (i.e. au temps zéro). La surveillance des sols non contaminés ou des eaux souterraines sous les sols contaminés doit être réalisée pour vérifier que la réduction de la concentration de contaminants ne résulte pas de leur migration.

Dans le cas des eaux souterraines, le nombre de points d’échantillonnage devrait être suffisant pour évaluer la distribution horizontale et verticale du panache et prévoir sa migration et la distribution spatiale des contaminants au fil du temps. La stratigraphie à l'emplacement des points de surveillance doit être prise en compte. Dans plusieurs cas, les puits de surveillance existants, installés pour la caractérisation du site, peuvent être réutilisés pour le programme de surveillance, sous réserve d'une évaluation minutieuse de leur emplacement. Dans la plupart des cas où l’ANS est appliquée, des puits supplémentaires sont nécessaires. La stratégie d'échantillonnage devrait inclure des puits aux emplacements suivants :

en amont et en périphérie latérale du panache, afin de surveiller la qualité de l'eau;
dans la zone source, ou la zone la plus contaminée, afin d’évaluer les changements dans les contaminants et leur concentration;
en aval de la source près de la ligne centrale du panache;
immédiatement en aval du front du panache de contamination; et
entre le panache et les récepteurs potentiels, et par-dessus et en dessous de la strate contaminée (puits « sentinelles »).

La surveillance des puits en amont pour les conditions biogéochimiques, telles que le pH et l’alcalinité, peut fournir un avertissement précoce des changements dans les zones plus distales où un assainissement fondé sur l’atténuation est appliqué (ITRC, 2010).

6.1.2 Échéancier et fréquence d’échantillonnage

La surveillance du rendement devrait se poursuivre jusqu’à l’atteinte des objectifs d’assainissement (c.-à-d. tant que la contamination demeure plus élevée que les niveaux cibles), conformément aux objectifs propres au site et aux RCQE.

Pour la contamination dans le sol, la première année de surveillance devrait inclure un échantillonnage saisonnier (trimestriel) pour évaluer l’efficacité des processus d’AN existants, à condition que les conditions météorologiques ou d'accès au site le permettent. Selon les résultats, la fréquence d’échantillonnage peut être réduite à deux ou une fois par année, à la période de l’année pendant laquelle les processus d’AN sont les plus actifs ou quand l’accès au site est possible.

Pour les eaux souterraines, un suivi trimestriel est recommandé pendant les deux premières années. La surveillance pourrait être trimestrielle ou semestrielle, selon les risques encourus, la logistique (p. ex. site éloigné) et la dynamique des eaux souterraines. La surveillance pourrait être étendue aux années suivantes si jugé approprié sur la base de la variabilité annuelle des résultats. Alternativement, la fréquence peut être réduite à une fois par an, pendant une période où les concentrations de contaminants sont généralement plus élevées ou lorsque le site est accessible.

Le plan de surveillance devrait permettre une certaine flexibilité dans la fréquence d'échantillonnage, de sorte qu'elle puisse être réduite lorsque la situation est stable, ou augmentée lorsque les conditions changent.

Une fois que la surveillance du rendement montre que le niveau de contamination est stable en dessous du niveau ciblé, un échantillonnage de confirmation (c.-à-d. à l’étape 9 du CD) est effectué.

6.1.3 Paramètres à analyser

Les paramètres choisis pour l’analyse doivent permettre de révéler le comportement de la contamination et si des récepteurs humains ou environnementaux font face à un risque potentiellement inacceptable. Les paramètres à évaluer dépendent du site et, en particulier, des types de contaminants présents. Les puits de surveillance des eaux souterraines devraient mesurer les directions d’écoulement des eaux souterraines, les gradients et vitesses horizontaux et verticaux, ainsi que les tendances des concentrations de contaminants dans le panache et les zones sources, et devraient permettre de déterminer si le panache migre ou présente une menace pour les récepteurs. On peut mesurer les changements dans les conditions du site (hydrogéologiques, géochimiques, microbiennes, etc.) pour évaluer l’efficacité des processus d’AN. De plus, les indicateurs indirects de migration des contaminants peuvent être quantifiés aux puits en aval afin d’évaluer si la contamination migre.

Les sites contaminés par des solvants chlorés, des métaux ou des radionucléides nécessiteront probablement une gamme plus diversifiée de paramètres analytiques que les sites contaminés par des hydrocarbures pétroliers, en raison de leurs capacités de biodégradation respectives (Wiedemeier et al., 2000) et de leur potentiel de sorption-désorption ou de précipitation-coprécipitation-dissolution. Le Tableau 7 présente des exemples de paramètres à analyser lors de la surveillance du rendement de l’ANS, dans le cas de la contamination par des solvants chlorés ou des hydrocarbures pétroliers.

Le Tableau 8 et le Tableau 9 présentent des analyses courantes des eaux souterraines et des sols pour la surveillance des métaux et des radionucléides dans le cadre de l’ANS. Ces tableaux peuvent également servir à établir les exigences analytiques à d'autres étapes du CD (p. ex. à l’étape 7 de l’élaboration de la stratégie d’A/GR, et à l’étape 10 pour les considérations relatives au suivi à long terme).

Tableau 7 : Exemples de paramètres à analyser pour la surveillance du rendement¹ de l'atténuation naturelle des hydrocarbures pétroliers et des solvants chlorés présents dans des eaux souterraines ou des sols
Fréquence de surveillance	Nombre d’échantillons et leur emplacement	Paramètres de surveillance
Eaux souterraines
Tous les trois mois pendant les trois premières années, et au moins une fois par année par la suite, jusqu’à l’obtention des critères de sortie. La surveillance pourrait être trimestrielle ou semestrielle selon le risque, la logistique et la dynamique des eaux souterraines.	Au moins trois transects perpendiculaires au panache et un transect perpendiculaire en amont du panache.² Un mur de puits sentinelles devrait être placé en aval. Les crépines des puits doivent être placés de façon à prévenir la migration verticale des eaux souterraines. Tous les puits de surveillance (le cas échéant) devraient également être surveillés.	Hydrocarbures pétroliers Substances d’intérêt : BTEX Hydrocarbures pétroliers EMTB Autres additifs Indicateurs géochimiques : Oxygène dissous Potentiel d’oxydoréduction Carbone inorganique dissous pH SO₄^2- NO₃^- Fe²⁺ CH₄ CO₂ Mn²⁺ Niveau piézométrique Profondeur et épaisseur de la phase libre
		Solvants chlorés Substances d’intérêt : Composés de chlore Sous-produits de dégradation Indicateurs géochimiques : Oxygène dissous Potentiel d’oxydoréduction Carbone organique total pH SO₄^2- NO₃^- Fe²⁺ CH₄ CO₂ Niveau piézométrique Profondeur et épaisseur de la phase libre Ions chlorure
Sols
La première année de surveillance devrait inclure un échantillonnage saisonnier pour évaluer les processus d’AN existants. Selon les résultats, la fréquence d’échantillonnage peut être réduite à une ou deux fois par année, à la période de l’année pendant laquelle les processus d’AN sont les plus actifs.	Nombre statistiquement significatif de carottes d’échantillons couvrant toute la zone de contamination.³	Hydrocarbures pétroliers Substances d’intérêt : BTEX Hydrocarbures pétroliers Si des COV sont présents : analyses de l’O₂, du CO₂ et du CH₄ (pour mesurer l’activité microbienne) En cas de biodégradation : C, N et K (après 5 ans)

Remarques :

Ces considérations analytiques peuvent également être appliquées à l'étape 7 du cadre décisionnel [CD] (PASCF, en préparation), c.-à-d. pendant l'évaluation de la faisabilité de l’ANS, et à l'étape 10 du CD qui porte sur le suivi à long terme si des processus d’AN non destructeurs ont été utilisés.
Des précautions particulières doivent être prises lors du forage ou de la poussée dans les LDPNA, afin d'éviter de contaminer d'autres aquifères.
Pour obtenir des conseils sur la signification statistique, reportez-vous au Document d’orientation sur l’évaluation du risque écotoxicologique - Module 5 : Définition des conditions de fond et utilisation des concentrations de fond, Version 1.0 (PASCF, 2020).

Tableau 8 : Exemples d’analyses courantes des eaux souterraines aux fins de l’ANS des métaux et des radionucléides (tirés d’ITRC, 2010)
Analytes ou objectifs	Méthode	Commentaires
Paramètres de terrain
pH, Eh, oxygène dissous, conductance spécifique, température	Électrode	Il existe beaucoup d’outils pour mesurer ces paramètres dans un puits ou des cellules à débit continu pendant l’échantillonnage
Alcalinité	Trousse de titrage colorimétrique	-
Métaux
La plupart des métaux, y compris de nombreux contaminants	Spectrométrie d’émission à plasma à couplage inductif (SE-PCI)	Couramment utilisée pour obtenir les concentrations des principaux cations dans les eaux souterraines pour les analyses de spéciation aqueuse
Beaucoup de métaux ayant de faibles limites de détection par SE-PCI (As, Se)	Absorption atomique	-
État d’oxydation de certains métaux	Chromatographie d’échange d’ions (CEI)	-
Principaux anions
F, Cl, Br, NO₃^-, NO₂^-, SO₄^2-	CEI	-
Microbiologie
Types physiologiques et nombres, biomasse générale, organismes spécifiques	Analyse du nombre le plus probable (NPP), comptage des cellules, outils moléculaires, microcosmes	On privilégie les analyses microbiennes d’échantillons de sol par rapport aux analyses d’échantillons d’eaux souterraines, car les eaux souterraines peuvent ne pas être représentatives de toute l’activité microbienne souterraine; recommandé uniquement si un processus à médiation microbienne est supposé être pertinent pour le mécanisme d'atténuation basé sur des analyses géochimiques.

Tableau 9 : Exemples d’analyses courantes de solides de l’aquifère aux fins de l’ANS des métaux et des radionucléides (d'après ITRC, 2010)
Analytes ou objectif	Méthode	Commentaires
Partitionnement du contaminant au sol
Adsorption ou précipitation des contaminants	Extractions chimiques suivies des analyses appropriées (p. ex. spectrométrie d’émission à plasma à couplage inductif, SE-PCI)	Les extractions séquentielles soumettent l'échantillon à de nombreuses extractions ciblant chacune un type particulier de partitionnement; donnent de l’information sur le mécanisme d’atténuation
Adsorption ou précipitation des contaminants	Microscopie électronique à balayage avec spectrométrie à dispersion d'énergie	Peut déterminer si un contaminant est associé à des minéraux particuliers ou a précipité; utile seulement si le contaminant est présent en concentrations relativement élevées
Minéralogie
Détermination des minéraux dans les solides de l’aquifère	Diffraction des rayons X	En général, les minéraux doivent être présents à des concentrations se rapprochant de 5 % par poids pour être détectés; diverses techniques de préparation d'échantillons peuvent être utilisées pour concentrer et identifier des minéraux argileux spécifiques; la quantification peut être réalisée mais est sujette à de nombreuses incertitudes
Détermination des minéraux dans les solides de l’aquifère	Analyse thermogravimétrique	Peut distinguer les minéraux, généralement les argiles, qui contiennent de l'eau les uns des autres; certains renseignements quantitatifs
Composition chimique globale
Analyse élémentaire des solides de l’aquifère	Fluorescence aux rayons X	Peut être utilisée en conjonction avec la diffraction des rayons X et l'analyse thermogravimétrique pour quantifier la minéralogie
Capacité d’échange cationique
Mesure la capacité d'adsorption générale des solides de l'aquifère	Différentes techniques qui comportent l'analyse de la quantité d'un cation commun qui s'adsorbe sur un échantillon à un pH particulier	Utile à titre d’indicateur général de la capacité d’adsorption, mais fournit peu d’information sur des contaminants particuliers
Microbiologie
Types et nombres physiologiques, biomasse globale, organismes spécifiques	Analyses du NPP, comptages cellulaires, outils moléculaires, microcosmes	Recommandé uniquement si un processus à médiation microbienne est considéré comme pertinent pour le mécanisme d'atténuation basé sur des analyses géochimiques

6.2 Évaluation du rendement

Le rendement de l’AN au site est évalué au moyen des données de surveillance. En se fondant sur cette évaluation, une décision est prise pour déterminer si la surveillance de l’AN devrait se poursuivre, si le plan de contingence devrait être mis en œuvre, ou si aucune autre action n’est requise sur le site (atteinte des objectifs d’assainissement et cessation des activités d’assainissement).

L’évaluation du rendement devrait consister en une comparaison des résultats de surveillance avec les prévisions faites au stade de la démonstration, en particulier si ces prévisions sont fondées sur des modèles mathématiques informatisés permettant une comparaison quantitative. Une évaluation du rendement devrait être menée à chaque année, l’utilisation de l’ANS devant à ce moment faire l’objet d’une évaluation. Cette manière de procéder devrait être documentée dans le plan de surveillance du rendement et détaillée dans les règles de décision et les déclencheurs d’action. Elle peut aussi être énoncée dans la section du plan portant sur les décisions en matière de gestion.

6.3 Plan de contingence

Bien que l’ANS soit une stratégie d’A/GR bien établie et efficace pour de nombreux sites contaminés, elle peut inclure des incertitudes dues à la complexité du site et peut ne pas nécessairement fonctionner selon les prévisions et les modèles. Le gardien doit être prêt à mettre en œuvre un plan de contingence, si nécessaire.

Le plan de contingence identifie une technologie de remplacement, une solution de rechange ou des mesures supplémentaires qui peuvent être mises en œuvre si l’ANS s'avère inefficace ou insuffisante pour atteindre les objectifs fixés (US EPA, 1999). Ce plan devrait être élaboré avant la mise en œuvre de la stratégie d’A/GR. Le plan de contingence devrait être réévalué lors de la surveillance du rendement afin de s’assurer qu’il demeure approprié.

Un plan de contingence doit être flexible et permettre l’incorporation de nouveaux renseignements concernant les risques du site et les technologies. Il peut inclure des options pour modifier l’approche d’assainissement, y compris des mesures plus importantes d'élimination de la source, des mesures de confinement, des contrôles institutionnels renforcés ou d’autres actions de réhabilitation.

Il est recommandé qu'un ou plusieurs critères soient établis, le cas échéant, dans le plan de surveillance de l’ANS, qui pourront être utilisés comme indicateurs du rendement de l’ANS et comme déclencheurs de la mise en œuvre des mesures de contingence. Ces critères pourraient inclure les éléments suivants :

les concentrations de contaminants dans le sol ou les eaux souterraines à des endroits précis affichent une tendance à la hausse;
les puits à proximité de la source présentent de fortes hausses de concentration qui indiquent un rejet nouveau ou renouvelé;
des contaminants ont été repérés dans les puits sentinelles se trouvant à l’extérieur des limites du panache originel, indiquant un renouvellement de la migration de contaminants;
les concentrations de contaminants ne diminuent pas à un rythme suffisamment rapide pour atteindre les objectifs d’assainissement ciblés dans les délais prescrits; et
des modifications sont apportées à l’utilisation du terrain ou des eaux souterraines qui nuisent au caractère protecteur de l’assainissement par AN.

Lors de l'établissement de déclencheurs ou de mesures de contingence, il faut veiller à ce que la variabilité d'échantillonnage ou les fluctuations saisonnières n’activent pas un déclencheur de manière inappropriée. Par exemple, un ou plusieurs pics anormaux de concentration dissoute dans un ou plusieurs puits, qui peuvent activer un déclencheur, pourraient ne pas être une véritable indication d'un changement de tendance.

Il peut être utile de réaliser un organigramme qui orientera le processus d’évaluation de l’efficacité de l’ANS et déterminera si le plan de contingence devrait être mis en œuvre.

7 Échantillonnage de confirmation et fermeture du site

Une fois que les concentrations de contaminants cibles dans les eaux souterraines ont été atteintes (soit des valeurs génériques ou des NCPS basés sur les critères de sortie établis dans le plan de l’ANS), l’échantillonnage de confirmation (c.-à-d. l’étape 9 du CD) devrait se poursuivre pendant au moins trois ans. Ceci est fait pour s'assurer que les concentrations restent stables et inférieures aux niveaux acceptables (selon la règle de décision). Pour le sol, l’échantillonnage de confirmation devrait démontrer que l'atteinte des concentrations cibles de contaminants n'est pas due à l'hétérogénéité du sol. La fréquence d'échantillonnage lors de l'échantillonnage de confirmation devrait être établie sur la base des résultats de la surveillance du rendement.

La fermeture d’un site vise à fournir aux gardiens des critères d'évaluation cohérents pour déterminer quand il convient de fermer des sites. L’outil de fermeture de site (OFS) du PASCF (PASCF, 2012) fournit un modèle pour déterminer quelles informations critiques concernant les décisions d’A/GR du site doivent être documentées et résumées dans un rapport de fermeture, y compris les informations à l'appui de l'outil de validation de l'évaluation des risques (OVER), lequel est intégré dans l’OFS. Les gardiens sont tenus de remplir certaines sections obligatoires et de soumettre l’OFS au Secrétariat du PASCF pour tous les sites d'assainissement/de gestion des risques financés par le PASCF qui seront fermés. Comme autre option, les gardiens peuvent soumettre un rapport de fermeture de site qui a été développé pour être utilisé au sein de leur organisation et qui a été jugé équivalent par accord entre le gardien et le Secrétariat du PASCF (PASCF, 2012).

8 Suivi à long terme

Après la démonstration réussie de l’ANS à l’étape de l’échantillonnage de confirmation (section 7), un suivi à long terme (SLT; c.-à-d. l’étape 10 du CD) est généralement nécessaire s’il y a un potentiel de remobilisation des contaminants ou si les hypothèses utilisées dans l’élaboration du MCS pour l’évaluation des risques peuvent ne plus être valides en raison de changements dans les conditions environnementales. L'utilisation de la SLT est généralement requise si la stratégie d’A/GR repose sur des processus non destructeurs. Le Document d’orientation sur la planification du suivi à long terme du PASCF (2013) offre des informations supplémentaires sur l'élaboration d'un plan de SLT. Après la mise en œuvre réussie de la SLT, le cas échéant, un OFS doit être utilisé pour documenter et enregistrer toutes les données et décisions requises relatives au site.

9 Conclusion

L’atténuation naturelle surveillée (ANS) exploite, de manière contrôlée, la capacité naturelle des micro-organismes à dégrader les contaminants ainsi que l'immobilisation géochimique et les processus d’atténuation naturelle (AN) présents dans l'environnement. L’ANS peut être une démarche efficace, verte et durable pour l’assainissement des sols et des eaux souterraines contaminés, dans les cas où la source de contamination est contrôlée, où des processus solides d’atténuation naturelle sont déjà en cours et où les risques potentiels pour les récepteurs humains et écologiques peuvent être gérés de façon acceptable. L’ANS est le plus souvent combinée avec d’autres méthodes d’assainissement, et son application est la plus appropriée dans le cas d’habitats vulnérables où la mise en œuvre d’autres activités d’assainissement pourrait causer des dommages environnementaux supplémentaires inacceptables.

L’ANS s’inscrit au niveau des étapes 7 à 9 du cadre décisionnel du PASCF, après la caractérisation du site et l’élaboration d’un modèle conceptuel de site complet. Bien que les coûts associés à l’ANS puissent être plus ou moins comparables à ceux d’autres méthodes d’assainissement, cette option nécessite que l’on déploie des efforts importants pour la caractérisation du site ainsi que pour la planification et la mise en œuvre d’une surveillance du rendement et d’un suivi de confirmation. En règle générale, de multiples sources de données sont utilisées pour étayer le recours à l’ANS pour l’assainissement d’un site. Au cours de l’élaboration du programme de l’ANS, il est requis d’élaborer un plan de contingence qui sera appliqué si les objectifs d’assainissement ne sont pas atteints et, au besoin, d’un plan de suivi à long terme. L’applicabilité de l’ANS comme méthode d’assainissement a été démontrée dans plusieurs situations réelles, et de plus en plus de données indiquent que cette méthode peut être utilisée dans le cadre d’une approche d’assainissement efficace des sites contaminés terrestres.

Le présent document d’orientation vise à soutenir l'utilisation de l’ANS comme approche d’A/GR pour les hydrocarbures, les composés organochlorés, les métaux et les radionucléides dans les sols et les eaux souterraines des sites contaminés fédéraux. Il comprend des renseignements pour estimer l’efficacité de l’ANS à atteindre les objectifs d’assainissement ou de gestion des risques, ainsi qu’un résumé des mesures pour la surveillance du rendement de l’AN. Les informations fournies peuvent être utilisées pour orienter l'application de l’ANS, en ce qui concerne principalement la contamination des sols et des eaux souterraines. Finalement, l’ANS devrait non seulement assurer la protection de la santé humaine et de l'environnement, mais devrait également permettre d'atteindre les objectifs d’assainissement du site dans un délai raisonnable, soit moins de 20 ans. L’Annexe B présente un résumé des considérations relatives à l'application de l’ANS en tant que stratégie d’A/GR des sites contaminés fédéraux.

10 Références

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11 Annexes

Annexe A : Protocoles et guides techniques pour évaluer la faisabilité de l’ANS

Protocoles et guides techniques pour évaluer la faisabilité de l’ANS
N^o	Titre	Milieu	Contaminant ciblé	Auteur
1	Guidance on the Selection of Natural Attenuation as a Cleanup Alternative for the Restoration of Soil and Ground Water at Contaminated Sites (2000)	Sols et eaux souterraines	Tous les contaminants	Alaska Department of Environmental Conservation, États-Unis
2	Technical Protocol for Evaluating the Natural Attenuation of MTBE (2007)	Général	EMTB	American Petroleum Institute (API), États-Unis
3	Standard Guide for Remediation of Ground Water by Natural Attenuation at Petroleum Release Sites (2004)	Eaux souterraines	Produits pétroliers	ASTM International, États-Unis
4	Guidance on the Assessment and Monitoring of Natural Attenuation of Contaminants in Groundwater (2000)	Eaux souterraines	Général	UK Environment Agency, Royaume-Uni
5	Natural Attenuation of Perchlorate in Groundwater: Processes, Tools, and Monitoring Techniques (2008) and Frequently Asked Questions about Monitored Natural Attenuation in Groundwater (2014)	Eaux souterraines	Tous les contaminants	Environmental Security Technology Certification Program (Lieberman and Borden, 2008), États-Unis
6	Petroleum Cleanup Program Remediation Action Guideline (1998)	Général	Produits pétroliers	Florida Department of Environmental Protection, États-Unis
7	Applicability of Monitored Natural Attenuation at Radioactively Contaminated Sites (2006)	Général	Contamination radioactive	Agence internationale de l’énergie atomique (IAEA), international
8	Technical/Regulatory Guidelines-Natural Attenuation of Chlorinated Solvents in Groundwater: Principles and Practices (1999) and A Decision Flowchart for the Use of Monitored Natural Attenuation and Enhanced Attenuation at Sites with Chlorinated Organic Plumes (2007)	Eaux souterraines	Solvants chlorés	The Interstate Technology and Regulatory Council (ITRC), États-Unis
9	A Decision Framework for Applying Monitored Natural Attenuation Processes to Metals and Radionuclides in Groundwater (2010)	Eaux souterraines	Métaux et radionucléides	The Interstate Technology and Regulatory Council (ITRC), États-Unis
10	Assessment of Natural Biodegradation at Petroleum Release Sites (2005)	Eaux souterraines	Produits pétroliers	Minnesota Pollution Control Agency, États-Unis
11	Monitored Natural Attenuation of Groundwater Contamination at Brownfields/Voluntary Cleanup Program Sites (2016)	Eaux souterraines	Général	Missouri Department of Natural Resources (MDNR), États-Unis
12	Technical Guidance Document n^o4 -Evaluation of Monitored Natural Attenuation at Petroleum Release Sites (2015)	Eaux souterraines	Produits pétroliers	Department of Environmental Quality, Montana, États-Unis
13	Monitored Natural Attenuation Technical Guidance (2012)	Eaux souterraines	Général (HCP, solvants chlorés, produits inorganiques et radionucléides)	New Jersey Department of Environmental protection, États-Unis
14	Guidelines for the Assessment and Management of Groundwater Contamination (2007)	Eaux souterraines	Général	New South Wales Department of Environment and Conservation (NSW DEC), Australie
15	Monitored Natural Attenuation Demonstrations under TRRP (2010)	Eaux souterraines (mais peut aussi s’appliquer aux sols)	Général	Texas Commission on Environmental Quality (TCEQ), États-Unis
16	Technical Protocol for Implementing Intrinsic Remediation with Long-Term Monitoring for Natural Attenuation of Fuel Contamination Dissolved in Groundwater Volume II (1995)	Général	Hydrocarbures pétroliers	U.S. Air Force Center for Environmental Excellence, États-Unis
17	Implementing Monitored Natural Attenuation and Expediting Closure at Fuel-release Sites (2004)	Général	Hydrocarbures pétroliers	U.S. Air Force Center for Environmental Excellence, États-Unis
18	Draft Protocol for Evaluating, Selecting and Implementing Monitored Natural Attenuation at Explosives-Contaminated Sites (1999)	Général	Explosifs	U.S. Army Corp of Engineers, États-Unis
19	Use of Monitored Natural Attenuation at Superfund, RCRA Corrective Action, and Underground Storage Tank Sites (1999)	Sols et eaux souterraines	Général	US EPA, OSWER, États-Unis
20	How to Evaluate Alternative Cleanup Technologies for Underground Storage Tank Sites: A Guide for Corrective Action Plan Reviewers, Chapter IX, Monitored Natural Attenuation (1994)	Sols ou eaux souterraines	Accent sur les produits pétroliers, fuites des réservoirs souterrains	US EPA, États-Unis
21	Technical Protocol for Evaluating Natural Attenuation of Chlorinated Solvents in Groundwater (1998)	Eaux souterraines	Solvants chlorés	US EPA, États-Unis
22	Monitored Natural Attenuation of Inorganic Contaminants in Ground Water. Volume 1 Technical Basis for Assessment (2007)	Eaux souterraines	Certains contaminants inorganiques	US EPA, États-Unis
23	A Guide for Assessing Biodegradation and Source Identification of Organic Groundwater Contaminants Using Compound Specific Isotope Analysis (CSIA) (US EPA, 2008a)	Eaux souterraines	Certains contaminants inorganiques	US EPA, États-Unis
24	Site Characterization to Support Use of Monitored Natural Attenuation for Remediation of Inorganic Contaminants in Groundwater (US EPA, 2008b)	Eaux souterraines	Certains contaminants inorganiques	US EPA, États-Unis
25	Guidance on Remediation of Petroleum- Contaminated Ground Water by Natural Attenuation (WSDE, 2005)	Eaux souterraines	HCP	Washington State Department of Ecology (WSDE), États-Unis
26	Use of Monitored Natural Attenuation for Groundwater Remediation. Contaminated Sites Management Series (WA DEP, 2004)	Eaux souterraines	Accent sur les produits pétroliers	Western Australia Department of Environmental Protection (WA DEP), Australie
27	Guidance on Natural Attenuation for Petroleum Releases (WDNR, 2003)	Sols ou eaux souterraines	Produits pétroliers	Wisconsin Department of Natural Resources (WDNR), États-Unis
28	Naturally Occurring Biodegradation as a Remedial Action Option for Soil Contamination Interim Guidance (WDNR, 2004)	Sols non saturés	Accent sur les produits pétroliers	Wisconsin Department of Natural Resources (WDNR), États-Unis
29	Guidance on Remediation of Petroleum- Contaminated Ground Water by Natural Attenuation (WDNR, 2014)	Eaux souterraines	Produits pétroliers	Wisconsin Department of Natural Resources (WDNR), États-Unis

Annexe B : Résumé des recommandations pour les principaux éléments du processus de l’ANS

Résumé des recommandations pour les principaux éléments du processus de l’ANS
Éléments	Recommandations
Évaluation de la faisabilité de l’ANS (étape 7 du CD)
Faisabilité	L’ANS peut être utilisée dans les circonstances suivantes : La source de contamination a été contrôlée. Les essais au site montrent que des processus d’AN sont en cours et que la contamination présente se prête bien aux processus d’AN destructeurs ou à l’immobilisation. Les risques pour les récepteurs peuvent être gérés. Si cela est impossible, l’ANS devrait au moins être utilisée en combinaison avec d'autres techniques. Une longue période de remise en état est acceptable dans les circonstances entourant le site contaminé (objectif maximum de 20 ans).
Temps d’assainissement	Le temps d'assainissement nécessaire devrait être évalué avant que l’ANS ne soit choisie comme méthode d'assainissement. L’ANS devrait pouvoir atteindre les objectifs d'assainissement dans un délai de 20 ans.
Démonstration de l’efficacité de l’ANS (étape 7 du CD)
Caractérisation du site	Une caractérisation de site détaillée est requise dans le cadre d’une évaluation ou d’une démonstration de l’ANS.
MCS	L’élaboration d’un MCS détaillé et propre au site est requise pour la démonstration de l’ANS pour assurer une compréhension claire de la contamination, de la migration, des voies d’exposition et des récepteurs, et pour cerner les risques. Une fois la modélisation effectuée, les données propres au site doivent être utilisées, particulièrement pour des éléments principaux comme les taux de biodégradation et les paramètres géochimiques.
Modélisation mathématique ou informatique	Une modélisation mathématique devrait aussi être faite afin d’évaluer quantitativement les processus d’AN qui se produisent au site et pour mieux prévoir le TA.
Éléments de preuve	Les preuves primaires (état du panache) et secondaires (processus d’AN, données géochimiques) sont requises pour soutenir l’utilisation de l’ANS. Les preuves tertiaires (études microbiologiques) devraient seulement être requises lorsque les preuves primaires et secondaires sont insuffisantes pour démontrer l’ANS ou si la dégradation microbienne est considérée comme le principal processus d’AN.
Surveillance du rendement de l’ANS (étape 8 du CD)
Plan de surveillance	Le plan de surveillance est particulier au site et aux contaminants présents. Le nombre de points d’échantillonnage devrait être suffisant pour fournir une compréhension claire de la situation, et devrait couvrir la zone en amont, la périphérie, la zone en aval et le cœur de la contamination. L’échantillonnage trimestriel devrait être requis, du moins pendant la première année, afin d’évaluer les variations saisonnières; la fréquence pouvant être réduite selon les résultats.
Évaluation du rendement	Le recours à l’ANS devrait être réévalué dès que les résultats obtenus diffèrent des attentes. En général, la surveillance du rendement devrait se terminer en fonction des critères de sortie bien établis montrant l’atteinte des objectifs d’assainissement, tel qu’ils sont recommandés par l’US EPA, et non seulement en se fondant sur une prévision quant à l’atteinte des objectifs. Toutefois, la fréquence de surveillance peut être grandement réduite à l’atteinte des objectifs d’assainissement à certains sites, lorsque cela est justifié.
Plan de contingence	Un plan de contingence devrait toujours être élaboré lorsque l’ANS est utilisé comme méthode d’assainissement, compte tenu de ses incertitudes inhérentes, et doit faire l’objet d’une nouvelle évaluation périodiquement.
Échantillonnage de confirmation et fermeture du site (étape 9 du CD)
On recommande deux (2) années d’échantillonnage de confirmation suivant la même procédure d’échantillonnage que la surveillance du rendement. Une fois que la surveillance du rendement a montré que le niveau de contamination est stable ou inférieur au niveau d’assainissement ciblé, le site est alors prêt à être fermé conformément à ce qui est prévu dans le CD (étape 9). La fermeture comprend la préparation d’un rapport final, et l’utilisation de l’outil de fermeture de site (OFS) et de l’outil de validation de l’évaluation des risques (OVER), le cas échéant, et la mise à jour de l’inventaire des sites contaminés fédéraux (ISCF). Remarque : Le suivi à long terme (SLT; étape 10) est généralement requis seulement si la stratégie de l’ANS repose sur des processus non destructeurs. Cela s’appliquerait aux métaux et aux radionucléides.

Annexe C : Données et analyses pour les éléments de preuve

Données et analyses pour les éléments de preuve
Élément de preuve	Description
Primaire : Documentation des réductions ou des stabilisations antérieures de la masse et de la concentration des contaminants au fil du temps	Examen historique : Direction d’écoulement des eaux souterraines Données de concentration d’au moins trois puits de surveillance dans la direction d’écoulement des eaux souterraines Vitesse des eaux souterraines pour le calcul de la conductivité (K); en l’absence d’une estimation fiable de la vitesse des eaux souterraines (V), le facteur K/V de sites comparables ayant des données disponibles peut être utile Étendue surfacique et verticale du panache des contaminants au fil du temps pour déterminer si le panache est en expansion, en train de se stabiliser ou rétrécissant Établissement de la cinétique du taux de dégradation en fonction du temps (si le panache rétrécit) ou de la distance (si le panache est stable ou que les données historiques sont limitées) pour toutes les substances chimiques préoccupantes Données sur la composition chimique des eaux souterraines et des sols (p. ex. les conditions d’oxydoréduction, les concentrations de donneurs d’électrons, etc.)
Secondaire : Présence et distribution des indicateurs hydrogéologiques, géochimiques et biochimiques de l’AN	Utilisation de puits de surveillance, nombre suffisant de puits se trouvant en amont et en aval de la zone contaminée; les critères de sélection de puits représentatifs comprennent : Distribution de la concentration, zones d’aération potentielle comme des ouvrages de drainage Zones de remblai et autres hétérogénéités Construction de puits de surveillance, etc. Coefficient d’adsorption (K_d) Concentrations de fer ferreux, de sulfate, de nitrate, de méthane Indicateurs biologiques de dégradation aérobie : Oxygène dissous (OD) pH Dioxide de carbone (CO₂) Métabolites potentiels Ces paramètres doivent être analysés sur le terrain au moyen d’une procédure d'échantillonnage appropriée qui minimise l’aération de l’échantillon d’eau souterraine Indicateurs de dégradation anaérobie (si les concentrations d’OD sont trop faibles) : Sulfate (SO₄^2-) Nitrate (NO₃^-) Fer (Fe₂⁺) Méthane (CH₄) Manganèse (Mn) Potentiel d’oxydoréduction (y compris les relations Eh-pH) pH Métabolites potentiels (modifications dans le ratio des produits parents et de filiation) La dégradation anaérobie a une cinétique nettement plus lente et doit donc être complètement évaluée pour déterminer si l'AN est une option d'assainissement appropriée pour les sites ayant de faibles niveaux d'OD Décomptes hétérotrophes totaux et bactériens spécifiques (dénombrement des microbes et des nutriments) Calcul de la capacité théorique de biodégradation Détermination des processus de précipitation et de coprécipitation
Tertiaire : Preuve microbiologique directe de l’AN pour les processus d’AN destructeurs	Les études sur le microcosme en laboratoire confirment les processus de dégradation microbiologique et calculent les taux de biodégradation : Le bilan massique des produits parents, intermédiaires et finaux, y compris les produits de filiation et de désintégration radioactive Mesure des mêmes paramètres que le deuxième élément de preuve

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Date de modification :: 2021-11-23