Guide du rétablissement naturel surveillé (RNS) dans les sites aquatiques contaminés fédéraux

Liste des figures

Figure 1 : Aperçu des dix étapes décrites dans le CD du PASCF (PASCF, 2025) et dans le cadre d’évaluation et de gestion des sites aquatiques contaminés (PASCF, 2021c)

Figure 2 : Modèles mathématiques et informatiques utilisables aux fins du RNS (adapté de Magar et al. 2009)

Sigles et acronymes

BTEX

Benzène, toluène, éthylbenzène et xylènes

CCME

Conseil canadien des ministres de l’Environnement

RCQE

Recommandations canadiennes pour la qualité de l’environnement

ACO

Accord Canada-Ontario

CPP

Contaminant potentiellement préoccupant

MCS

Modèle conceptuel du site

GTGLC

Groupe de travail sur la gestion des lieux contaminés

CD

Cadre décisionnel

COD

Carbone organique dissous

EQDR

Évaluation quantitative détaillée du risque

ERE

Évaluation du risque écologique

RQE

Recommandations pour la qualité de l’environnement

EES

Évaluation environnementale du site

PASCF

Plan d’action pour les sites contaminés fédéraux

RPQS

Recommandations provisoires pour la qualité des sédiments

ACV

Analyse du cycle de vie

SD

Sources de données

SLT

Suivi à long terme

ANC

Atténuation naturelle contrôlée

RNS

Rétablissement naturel surveillé

MTBE

Éther de méthyle et de butyle tertiaire

AN

Atténuation naturelle

LPNA

Liquides en phase non aqueuse

RN

Rétablissement naturel

HAP

Hydrocarbures aromatiques polycycliques

BPC

Biphényles polychlorés

EQPR

Évaluation quantitative préliminaire des risques

PA

Plan d’assainissement

PGR

Plan de gestion des risques

AOA

Analyse des options d’assainissement

AGR

Assainissement ou gestion du risque

1 Introduction

1.1 Contexte

Le Plan d’action pour les sites contaminés fédéraux (PASCF) est un programme fédéral mis en place en 2005 afin de réduire les risques pour l’environnement et pour la santé humaine occasionnés par les sites contaminés fédéraux connus au Canada, ainsi que les responsabilités financières qui en découlent. Pour atteindre cet objectif, le PASCF fournit des orientations, des outils et des ressources aux ministères et organismes fédéraux ainsi qu’aux sociétés d’État consolidées (collectivement appelés « gardiens ») afin de s’assurer que les sites contaminés fédéraux sont gérés d’une manière scientifiquement valable et cohérente à l’échelle nationale. Pour gérer les sites contaminés, le PASCF a adopté le Cadre décisionnel (CD), une feuille de route en dix étapes qui décrit les activités, les exigences et les décisions clés spécifiques pour traiter efficacement les sites contaminés fédéraux au Canada. Cette approche axée sur le risque est un outil de gestion proactive qui fait en sorte que les mesures nécessaires soient prises pour caractériser, classer, hiérarchiser et assainir (ou gérer le risque sur) les sites contaminés fédéraux, dans le cadre d’un processus par étapes et itératif. Cette approche systématique vise à s’assurer que les ressources limitées seront allouées de manière efficace et efficiente aux sites qui présentent les plus grands risques pour les récepteurs humains et écologiques et qui engendrent les plus importantes responsabilités financières. Le CD ainsi que d’autres ressources liées au PASCF sont disponibles sur le site Web du PASCF.

Les objectifs du CD en dix étapes sont d’évaluer les risques pour la santé humaine, le biote aquatique, la faune et l’environnement naturel selon le scénario actuel et le scénario futur prévu de l’utilisation des terres, et d’appliquer des solutions de gestion du risque considérées comme assurant une protection à ces scénarios d’utilisation des terres. Le processus comprend la réalisation d’évaluations du site et la classification de ce dernier, l’identification des contaminants préoccupants, la détermination des récepteurs potentiels, la détermination des voies d’exposition potentielles et l’estimation du niveau de risque en fonction des voies d’exposition ainsi que l’élaboration et la mise en œuvre d’une stratégie d’AGR pour réduire les risques.

Des directives précises concernant la gestion des sites aquatiques contaminés fédéraux sont formulées dans le Cadre d’évaluation et de gestion des sites aquatiques contaminés, conformément au Plan d’action pour les sites contaminés fédéraux (PASCF, 2021c), qui est fondé sur les données fournies dans le Cadre décisionnel pour Canada-Ontario concernant l’évaluation des sédiments contaminés des Grands Lacs (ACO, 2008), ainsi que les dix étapes décrites dans le CD. Le CD (PASCF, 2025) fournit des directives supplémentaires sur les conseils et le soutien d’expert des ministères compétents. Voir la figure 1 pour une vue d’ensemble des dix étapes présentées dans le CD et le cadre d’évaluation et de gestion des sites aquatiques contaminés conformément au PASCF.

La superficie des sites contaminés fédéraux et l’étendue de la contamination varient grandement; on compte parmi ces sites des mines abandonnées sur des terres publiques fédérales dans le Nord, des aéroports, des laboratoires gouvernementaux, des ports commerciaux et autres, des phares, des bases militaires et des installations dans des réserves autochtones régies par la Loi sur les Indiens (1985). L’évaluation des sédiments aquatiques dans ces sites contaminés fédéraux est généralement effectuée selon les Recommandations canadiennes pour la qualité des sédiments (RCQS) : protection de la vie aquatique du Conseil canadien des ministres de l’Environnement (CCME) (CCME 1999). Le document sur les RCQS donne des orientations sur la formulation de recommandations provisoires pour la qualité des sédiments (RPQS) et sur la définition d’objectifs de qualité des sédiments propres à chaque site.

Le RNS, approche passive d’assainissement in situ, est l’une des techniques qui peuvent être appliquées pour l’assainissement des sédiments contaminés. Les renseignements sur l’application du RNS figurant dans le corpus réglementaire aux États-Unis ont été examinés par Magar et al. (2009). Les recommandations faites par Magar et al. (2009) ont été adaptées pour être utilisées dans le présent document et elles peuvent être appliquées aux sites aquatiques contaminés fédéraux d’une manière conforme au CD (PASCF, 2025) et au cadre d’évaluation et de gestion des sites aquatiques contaminés (PASCF, 2021c). L’évaluation du RNS à titre d’approche d’assainissement appropriée, son développement, sa mise en œuvre et la confirmation de sa réussite correspondent aux étapes 7, 8 et 9 de ces cadres; elles sont représentées par les cases en rouge à la figure 1.

Les objectifs de l’étape 7 (« élaboration d’une stratégie d’AGR ») sont les suivants :

1. examiner diverses approches fondées sur des lignes directrices, fondées sur les risques ou une combinaison d’approches (approche hybride) en vue d’établir les objectifs d’AGR;
2. établir, évaluer et sélectionner les objectifs d’AGR correspondants;
3. tenir compte des besoins, des connaissances et des expériences des groupes autochtones à proximité du site dans le cadre des activités de mobilisation;
4. tenir compte des effets des changements climatiques qui pourraient entraîner des changements dans les milieux touchés et les futurs scénarios d’exposition et récepteurs au moment de l’élaboration de la stratégie d’assainissement ou de gestion des risques;
5. considérer et intégrer des mesures de durabilité réalisables dans la stratégie d’AGR, telles que la réduction des gaz à effet de serre;
6. le cas échéant, prendre en compte et intégrer des mesures de l’Analyse comparative entre les sexes Plus (ACS Plus) dans la stratégie d’AGR pour s’assurer qu’elle n’a pas d’effets négatifs.

Les renseignements recueillis au cours des étapes précédentes sont utilisés pour l’élaboration de la stratégie d’AGR concernant le lieu aquatique contaminé, stratégie qui englobe souvent d’une manière quelconque des techniques d’assainissement actives et passives. Avant de choisir des stratégies potentielles d’AGR, on doit avoir des preuves montrant que les mesures d’assainissement ne sont pas susceptibles de causer plus de dommages à l’environnement qu’elles n’en corrigeront. En outre, plusieurs critères doivent être pris en compte au moment de choisir les moyens d’assainissement possibles, dont la protection des récepteurs humains et écologiques, l’efficacité à long terme, la durabilité environnementale, les coûts, l’acceptation par la collectivité et une compréhension claire des objectifs de la gestion du site (PASCF, 2021c). La sélection du RNS ou son intégration avec d’autres stratégies d’AGR doivent être prises en compte à cette étape de l’élaboration d’une stratégie générale appropriée de gestion du site, ce qui peut inclure un PA ou un PGR. Il faut élaborer un plan d’intervention d’urgence au cas où le RNS ne répondrait pas aux normes de rendement attendues. Même lorsque des mesures actives d’assainissement sont initialement choisies, le RNS pourrait être employé aux stades ultérieurs d’une stratégie d’AGR globale.

Puisque le RNS est une stratégie qui porte sur la gestion des risques présentés par les contaminants dans le milieu aquatique, les gardiens des sites qui envisagent d’adopter cette option d’assainissement souhaiteront peut-être consulter les équipes de soutien d’expert du PASCF à Pêches et Océans Canada (MPO) et à Environnement et Changement climatique Canada (ECCC) pour la protection des récepteurs écologiques. On peut également consulter des experts de Santé Canada (SC) pour la protection de la santé humaine. Le présent guide, en soi, ne constitue d’aucune façon une approbation réglementaire par défaut du RNS comme approche d’assainissement des sédiments contaminés; il vise plutôt à fournir des renseignements aux gardiens qui envisagent le RNS comme option pour la gestion des sédiments contaminés.

L’objectif de l’étape 8 (« mise en œuvre de la stratégie d’AGR ») est de mettre en application la stratégie d’assainissement ou de gestion du risque afin de réduire celui-ci à un niveau acceptable. Cette étape comprend :

1. satisfaire aux exigences en vertu de la Loi sur l’évaluation d’impact (2019);
2. obtenir tous les permis et approbations nécessaires pour entreprendre des travaux sur le site;
3. mettre en œuvre le Plan de durabilité (PD) et les clauses contractuelles durables connexes;
4. choisir l’entrepreneur;
5. exécuter les opérations, l’entretien et la surveillance pendant la mise en œuvre des activités d’assainissement conformément au PA/PGR;
6. vérifier l’efficacité du PA/PGR.

L’étape 9 (« échantillonnage de confirmation et rapport final ») repose sur la confirmation de l’atteinte des objectifs et des buts en matière d’AGR après la mise en œuvre de la stratégie d’assainissement ou de gestion du risque, y compris du PA et du PGR. On utilise l’échantillonnage de confirmation pour démontrer que la contamination a été éliminée ou stabilisée de façon efficace et que les objectifs en matière d’assainissement ou de gestion du risque ont été atteints dans les délais établis. Les conditions du site ainsi que les activités réalisées durant la mise hors service et le nettoyage du site, y compris les dessins, les dossiers et les données de surveillance, seront documentés dans un rapport conformément au CD (PASCF, 2025). Ce rapport peut être utilisé pour confirmer que le site peut être fermé, ou pour orienter les futures activités de gestion à long terme ou d’assainissement.

Dans un contexte de développement durable, où l’on doit prendre en considération les répercussions environnementales générales de l’assainissement, le RNS peut être évalué comme une approche d’assainissement pertinente en combinaison avec d’autres méthodes ou comme solution de rechange à d’autres méthodes. Ainsi, il est important que nous comprenions bien la méthode du RNS et les mécanismes connexes. Il est aussi important que nous tenions compte du changement climatique et de ses répercussions potentielles sur le RNS lorsque nous envisageons d’adopter une méthode d’AGR pour un site contaminé fédéral.

1.2 Objectifs du document d’orientation

Le présent document d’orientation se veut un guide d’orientation sur l’utilisation du RNS comme méthode d’assainissement des sédiments aquatiques contaminés. Il a pour but de donner une vue d’ensemble des mesures de surveillance et des pratiques de mise en œuvre liées au RNS, et de fournir des orientations sur la façon dont ces mesures et pratiques doivent être utilisées.

Les objectifs particuliers du guide sont les suivants :

• définir les différents concepts qui entrent en jeu dans le RNS;
• décrire les exigences à remplir pour que le RNS soit une option d’assainissement réalisable;
• définir et présenter les principales composantes de l’évaluation et de l’utilisation du RNS;
• présenter des recommandations sur la façon de faire une sélection et de déterminer comment effectuer avec succès l’approche d’AGR et la fermeture d’un site en ayant recours au RNS.

L’atténuation naturelle contrôlée (ANC) est un outil d’assainissement similaire qui peut être utilisé pour les eaux souterraines et les sols contaminés. L’ANC fait l’objet d’un document distinct : un guide sur l’atténuation naturelle contrôlée dans le sol et les eaux souterraines pour les sites contaminés fédéraux (PASCF, 2021d).

Le présent guide n’a pas pour but de donner des directives techniques détaillées sur l’évaluation des processus naturels de rétablissement dans les sédiments. Il conviendra d’utiliser plusieurs documents de référence existants lorsqu’on évaluera si des processus de rétablissement naturel sont en cours dans un site. L’annexe A donne la liste de ces documents.

2 Rétablissement naturel et rétablissement naturel surveillé

2.1 Qu’est-ce que le rétablissement naturel?

Le rétablissement naturel (RN) est un processus naturel, ou une combinaison de processus naturels, réduisant la masse, la toxicité, la mobilité, la biodisponibilité, le volume ou la concentration de contaminants ou de leurs produits de dégradation dans les milieux aquatiques de sédiments déposés au fond. L’expression « sédiments déposés » est utilisée pour faire une distinction entre ces sédiments accumulés au fond et les particules sédimentaires en suspension dans la colonne d’eau. Les processus de RN sont des processus physiques, chimiques et biologiques qui, dans des conditions favorables, entrent en action sans intervention humaine. Ces processus in situ comprennent les suivants : la dispersion, la dilution, l’enfouissement par l’accumulation de sédiments propres, la sorption, la volatilisation, la décroissance de la radioactivité, de même que la stabilisation, la dégradation, la transformation ou la destruction chimiques ou biologiques des contaminants (Magar et al., 2009).

2.2 Processus de rétablissement naturel

Le rétablissement naturel comprend de façon générale les processus physiques, biologiques et chimiques qui réduisent la concentration des contaminants, leur disponibilité ou leur toxicité. Ces processus peuvent être destructifs ou non destructifs.

• Destructifs : la transformation des contaminants, qui entraîne une réduction de leur masse totale. Il s’agit habituellement de processus biologiques et chimiques, notamment la biodégradation aérobie et anaérobie par des microorganismes endogènes (présents naturellement dans l’environnement), la désintégration radioactive et la dégradation abiotique (photolyse, hydrolyse et réduction chimique).
• Non destructifs : la diminution de la concentration, de l’état (dissous ou solide) ou de la mobilité d’un contaminant, mais pas de 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.

Il faut bien connaître les processus de RN afin de pouvoir comprendre à fond et prédire le devenir des divers contaminants et d’évaluer les voies d’exposition pour les récepteurs. Voir la liste ci-dessous pour plus de détails sur chaque processus de RN.

Advection

• Description : Déplacement des contaminants dissous (soluté) par le mouvement de l’eau interstitielle libre.
• Facteurs importants : Dépend des propriétés de l’eau interstitielle, de la porosité des sédiments et du gradient hydraulique. Ne dépend pas des propriétés des contaminants.
• Effets : Se rapporte généralement au déplacement unidirectionnel des contaminants avec le mouvement prédominant de l’eau interstitielle.

Dispersion

• Description : Mélange de liquides en raison de l’hétérogénéité des mouvements de l’eau interstitielle.
• Facteurs importants : Dépend des propriétés de l’eau interstitielle, de la porosité des sédiments. Ne dépend pas des propriétés des contaminants.
• Effets : Cause un étalement longitudinal, transversal et vertical du panache. Réduit la concentration locale des contaminants, mais accroît cette concentration dans d’autres zones.

Dissolution

• Description : Séparation des contaminants de la phase solide des sédiments et passage à la phase aqueuse de l’eau interstitielle.
• Facteurs importants : Dépend des propriétés de la matrice de sédiments (p. ex. teneur en carbone organique et en minéraux argileux, masse volumique apparente, granulométrie, porosité) et des propriétés des contaminants (p. ex. solubilité, hydrophobie, coefficient de partage octanol-eau).
• Effets : Peut accroître initialement l’exposition aux contaminants dans un site, mais peut aussi faciliter la dispersion et entraîner à la longue une réduction des concentrations de contaminants sur le site.

Sorption séquestration immobilization

• Description : Réaction entre la matrice de sédiments et le soluté selon laquelle les contaminants deviennent adsorbés sur du carbone organique ou des minéraux argileux. Des dépôts d’oxydes hydratés de Fe/Mn à l’interface anoxique/oxique des aires de décharge des eaux souterraines peuvent également entraîner une concentration de métaux lourds et d’autres contaminants par suite de réactions de coprécipitation et d’adsorption.
• Facteurs importants : Dépend des propriétés de la matrice de sédiments (p. ex. teneur en carbone organique et en minéraux argileux, masse volumique apparente, granulométrie, porosité) et des propriétés des contaminants (p. ex. solubilité, hydrophobie, coefficient de partage octanol-eau).
• Effets : Tend à réduire la vitesse de transport apparente du soluté et à retirer le soluté de l’eau interstitielle par sorption avec la matrice de sédiments. Nécessite une vérification de la permanence dans le contexte de l’évaluation du RNS comme option.

Alimentation / décharge (simple dilution ou chasse)

• Description : Réduction de la concentration d’un contaminant à cause de l’infiltration d’eau souterraine dans la zone contaminée. Processus le plus susceptible de se produire dans des sédiments littoraux.
• Facteurs importants : Dépend des interactions entre l’eau souterraine et l’eau de surface et du climat.
• Effets : Peut causer la dilution (si les sédiments contiennent des contaminants et l’eau souterraine n’est pas une source) ou le dépôt de contaminants (si l’eau souterraine qui s’infiltre est une source). L’eau souterraine qui s’infiltre peut reconstituer les concentrations d’accepteurs d’électrons, en particulier l’oxygène dissous.

Volatilisation

• Description : Passage de contaminants en phase vapeur (p. ex. volatilisation de l’organosélénium, pertes de vapeurs de BTEX).
• Facteurs importants : Dépend de la pression de vapeur des substances chimiques et de la constante de la loi d’Henry.
• Effets : Élimine les contaminants de l’eau interstitielle et les transfère dans les gaz interstitiels. La libération de gaz à partir de sédiments submergés peut être une source de contaminants dans l’eau de surface.

Biodégradation / biotransformation

• Description : Réactions d’oxydoréduction sous l’action microbienne qui dégradent ou transforment les contaminants.
• Facteurs importants : Dépend de la géochimie de l’eau interstitielle, des populations microbiennes et des propriétés des contaminants. La biodégradation peut se produire dans des conditions aérobies ou anaérobies.
• Effets : Peut dégrader complètement les contaminants. C’est habituellement le processus le plus important qui permet de réduire vraiment la masse des contaminants.

Remise en suspension

• Description : Perturbation des sédiments accroissant leur dispersion dans la colonne d’eau sous-jacente.
• Facteurs importants : Dépend du degré de consolidation des sédiments et des sources potentielles de perturbation énergétique de ces derniers.
• Effets : Peut accroître initialement l’exposition aux contaminants sur un site, mais peut également faciliter la dispersion et réduire à la longue la concentration des contaminants sur le site.

Transformation redox

• Description : Réactions d’oxydation ou de réduction faisant diminuer la mobilité des contaminants dans l’eau interstitielle.
• Facteurs importants : Dépend du degré de pénétration de l’oxygène dans les sédiments (profondeur du front d’oxydoréduction).
• Effets : Processus qui réduit la mobilité des contaminants, mais qui peut s’inverser si les conditions redox changent.

Bioturbation

• Description : Remaniement des micro-environnements de sédiments par les invertébrés benthiques, y compris l’enfouissement et l’irrigation de tubes creusés dans les sédiments.
• Facteurs importants : Dépend de l’échange hydrologique entre l’eau de surface et l’eau interstitielle. Dépend de l’activité et de la densité des invertébrés benthiques contribuant à la perturbation physique des sédiments.
• Effets : Peut accroître l’activité microbienne et les processus biogéochimiques en augmentant la surface d’échange oxygène-substrat.

Phytoreméditation

• Description : Introduction de plantes en vue de stabiliser ou de métaboliser les contaminants présents dans les sédiments. Processus s’appliquant principalement aux environnements de marécage d’eau douce et de marais salé.
• Facteurs importants : Dépend des facteurs de l’environnement physique qui régissent la croissance des végétaux et des efficacités d’assimilation propres à chaque type de contaminant et de végétal.
• Effets : Réduit les contaminants disponibles pour les autres récepteurs écologiques.

Enfouissement (sédimentation)

• Description : Accumulation physique de sédiments propres par-dessus une zone contaminée. Comprend la consolidation et le pavage de lit.
• Facteurs importants : Dépend du taux de sédimentation et des caractéristiques des sédiments (p. ex. teneur en carbone organique et en minéraux argileux, masse volumique apparente, granulométrie et porosité).
• Effets : Réduit le vecteur d’exposition directe à la surface des sédiments et élimine l’affouillement et la remise en suspension. La vérification de la permanence est nécessaire lors de l’examen du RNS comme option.

Minéralisation

• Description : Transformation chimique d’un contaminant organique en ses éléments de base (p. ex. CO₂, H₂O, Cl^-).
• Facteurs importants : Dépend de la communauté microbienne et des facteurs qui ont une incidence sur leur activité (p. ex. pH, température, nutriments, sources de carbone biodégradables, oxydoréduction, alcalinité et teneur en carbone organique).
• Effets : Peut entraîner la dégradation partielle ou complète des contaminants.

Dégradation abiotique

• Description : Transformations chimiques qui dégradent les contaminants sans action microbienne, par exemple l’hydrolyse.
• Facteurs importants : Dépend des propriétés des contaminants et de la géochimie de l’eau interstitielle.
• Effets : Peut entraîner la dégradation partielle ou complète des contaminants.

Séparation des LPNA

• Description : Séparation des contaminants d’avec les liquides en phase non aqueuse (LPNA) et passage à l’eau interstitielle. Les panaches de LPNA, qu’ils soient mobiles ou résiduels, ont tendance à agir comme des sources continues de contamination de l’eau souterraine.
• Facteurs importants : Dépend de la matrice à l’interface sédiments-eau, du potentiel de dégradation des contaminants propre au site et de l’échange d’eau interstitielle.
• Effets : Principale source continue de contamination des sédiments par des substances dissoutes, avec potentiel de transformation du profil des contaminants (p. ex. entraînement d’hydrocarbures altérés dans les sédiments).

2.3 Qu’est-ce que le rétablissement naturel surveillé?

Le rétablissement naturel surveillé (RNS) est une approche d’assainissement des sites aquatiques contaminés qui mise sur les processus naturels de rétablissement, sans intervention humaine, pour protéger les récepteurs humains et écologiques contre une exposition inacceptable aux contaminants (U.S. NRC, 2000), tout en prévoyant un suivi au fil du temps afin de vérifier la réussite du rétablissement. On peut utiliser le RNS lorsque des contaminants présentent un risque moins immédiat ou moins important pour les récepteurs humains ou écologiques, et lorsqu’il peut être démontré que des processus naturels se traduiront par une diminution des contaminants à un niveau acceptable et dans un délai raisonnable. En outre, le RNS peut être utilisé dans des situations où d’autres activités actives d’assainissement (p. ex. le dragage) peuvent accroître les dommages et les risques environnementaux (U.S. EPA, 1998). Le RNS est souvent utilisé en combinaison avec d’autres stratégies actives d’assainissement (p. ex. élimination, confinement, mélange in situ) lancées dans le cadre d’une stratégie globale de gestion du site. Dans ce contexte, le RNS peut être une excellente option d’assainissement permettant d’atteindre le plus haut niveau de rentabilité et de durabilité et la fermeture du site dans des conditions optimales.

Le RNS n’est pas une approche qui se borne à « ne rien faire » ou à « s’en laver les mains ». En réalité, le RNS peut s’accompagner de coûts inférieurs, similaires ou supérieurs à ceux d’autres stratégies d’AGR. Le RNS comprend également des coûts à assumer pour effectuer la surveillance du rendement, caractériser le RN et évaluer si les buts de l’assainissement sont, ou seront, atteints. Toutefois, il convient de noter que ces éléments doivent être pris en compte indépendamment de la méthode d’assainissement choisie dans le cadre de l’approche en dix étapes du CD (PASCF, 2025).

Il y a une distinction claire entre la surveillance du rendement du RNS et le SLT, lequel constitue l’étape 10 du CD (PASCF, 2025). En général, les sédiments sont surveillés pendant la surveillance à long terme (étape 10) après que les buts de l’assainissement ont été atteints, y compris lorsque le RNS a été adopté comme stratégie d’assainissement. Le RNS ne doit pas être considéré comme une forme de surveillance à long terme, sauf si les cibles de l’assainissement ont déjà été atteintes et si l’on estime qu’une surveillance est nécessaire (PASCF, 2013a). Le SLT sert alors à vérifier la stabilité des sédiments et à confirmer que les conditions dynamiques des sédiments et les concentrations des contaminants demeurent à l’intérieur des niveaux jugés acceptables, tels que ceux-ci ont été corroborés par l’évaluation du risque écologique (ERE) ou l’évaluation du risque pour la santé humaine (ERSH). Un échantillonnage supplémentaire dans le cadre du SLT peut également être prescrit s’il survient, au cours de l’étape 10, un événement météorologique extrême comme une tempête, de forts vents ou l’affouillement par la glace, qui pourraient entraîner une remobilisation des contaminants (Magar et al., 2009).

2.4 Avantages et inconvénients du RNS

Les avantages du suivi du rétablissement naturel (RNS) comprennent l’utilisation de processus naturels pour réduire le risque, la diminution des dommages environnementaux et de l’empreinte associés aux techniques actives d’assainissement et, éventuellement, des coûts moindres (Magar et al., 2009). Le RNS est également vraisemblablement la solution la plus durable pour l’assainissement des sédiments, car elle n’exige qu’un équipement minimal et aucun roulage ou traitement de matériaux contaminés (ITRC, 2014). Cependant, le RNS peut poser des difficultés sous l’angle de l’acceptation par les autorités réglementaires, les parties intéressées et la communauté autochtone, à cause de l’horizon temporel à plus long terme et de l’absence de travaux physiques actifs d’assainissement (entraînant le maintien des contaminants en place), ce qui nécessitera vraisemblablement des investissements additionnels dans des interactions avec les parties intéressées et les groupes autochtones ainsi que dans la communication du risque. Le tableau 2 dresse la liste des avantages et inconvénients du RNS, comparativement à d’autres méthodes d’assainissement.

Advantages

• Réduit au minimum la perturbation du paysage et des récepteurs dans la zone (facteur important pour les zones humides et les autres milieux vulnérables), ce qui permet d’éviter des coûts environnementaux et de fournir une solution durable en matière d’assainissement.
• Peut éventuellement réduire les frais de construction et maximiser les avantages environnementaux.
• Réduit le risque d’exposition des humains, du biote aquatique, de la faune ou de l’environnement parce que les milieux contaminés demeurent non perturbés.
• Fait appel à des processus intrinsèquement naturels et réduit l’empreinte écologique (p. ex. consommation et émission d’énergie) de la stratégie d’assainissement globale. Il s’agit d’une approche plus durable que d’autres méthodes d’assainissement, telles que certaines techniques ex situ.
• Limite les répercussions liées aux opérations parce qu’aucun matériel n’est requis pour la manipulation, le traitement ou l’élimination des matières et qu’il n’est pas nécessaire de traverser des collectivités en transportant des matières contaminées.

Inconvénients

• Nécessite généralement une période plus longue pour l’assainissement et le suivi. Certains risques sont associés à l’exposition aux contaminants laissés en place.
• Nécessite des activités de caractérisation du site et de collecte de données qui peuvent être plus exigeantes et complexes que les techniques de confinement ou de dragage.
• Nécessite des activités plus poussées d’éducation et de sensibilisation du public (p. ex. lignes directrices concernant une consommation moins importante de poissons pendant la période de rétablissement) et l’acceptation de la part des organismes de réglementation. Contrôle limité de l’exposition des récepteurs écologiques durant la période de rétablissement.
• Ne peut pas être utilisé lorsque de fortes concentrations de contaminants présentent un risque immédiat.
• Pourrait rendre possible une remobilisation des contaminants non éliminés par les processus de RN à la suite de changements dans les conditions hydrologiques, géochimiques et climatiques. Entraîne de l’incertitude quant aux taux de sédimentation, à l’homogénéité des sédiments, aux taux de rétablissement naturel à de faibles concentrations de contaminants et aux scénarios de changement climatique futurs.

2.5 Faisabilité du RNS

Le RNS est généralement considéré comme étant le plus réalisable dans les sites où sont présentes des concentrations faibles ou diffuses de contaminants, où les risques pour l’environnement et la santé humaine sont faibles et où le dragage ou le confinement peuvent engendrer des impacts environnementaux excessifs (Perelo, 2010; Menzie, 2010). Il devrait être choisi seulement lorsqu’il satisfait à tous les critères pertinents de sélection des modes de nettoyage et à tous les objectifs d’AGR pour le site en question. Il doit assurer une protection adéquate de la santé et du bien-être des humains, de la vie aquatique, de la faune et de l’environnement. De plus, la stratégie complète d’AGR peut comprendre des mesures de contrôle institutionnelles telles que des avis temporaires en matière de consommation de poisson. Le RNS doit aussi permettre d’atteindre les objectifs d’assainissement du site dans un délai qui a été accepté par les organismes de réglementation, les groupes autochtones et les autres parties intéressées. En général, l’application du RNS est ce qui convient le mieux pour les contaminants qui ne s’accumulent pas dans les organismes vivants, dans les zones où le lit de sédiments est stable avec peu ou pas de remise en suspension, et où les tendances à la baisse des concentrations de contaminants ont été démontrées (Magar et al., 2009; PASCF, 2021c). Par contre, le RNS peut ne pas être réalisable lorsque des mesures de contrôle institutionnelles permanentes ou à long terme sont nécessaires. Les lits de sédiments instables davantage exposés aux perturbations et aux remises en suspension limitent également l’applicabilité du RNS dans un site (PASCF, 2021c). Enfin, le contrôle de la source de contamination est particulièrement important dans le cadre du RNS, car les lacunes dans la compréhension ou la gestion des sources limiteront la capacité à démontrer les processus de RNS et le succès du rétablissement (Magar et al., 2009). Toutefois, dans certains cas, le RNS peut être l’option la plus efficace en matière d’assainissement, tant sur le plan monétaire que sur le plan environnemental (Magar et Wenning 2006), et l’option la moins invasive, n’entraînant pas de perturbation de l’écosystème et permettant la poursuite de l’utilisation du plan d’eau touché (Nadeau 2008).

La liste ci-dessous  contient des facteurs/critères à examiner pour évaluer qualitativement la faisabilité du RNS et peut être utilisé comme un outil supplémentaire pour déterminer la faisabilité du RNS. Les critères évaluent la faisabilité du RNS sur un continuum allant de « forte » à « faible » plutôt que selon une dichotomie oui–non.

Propriétés des contaminants et des médias

Source de contamination

• Faisabilité du RNS forte : éliminée, contrôlée ou interrompue.
• Faisabilité du RNS moyen : en voie d’élimination ou de contrôle.
• Faisabilité du RNS faible : se poursuivant ou inconnue.

Composition chimique des contaminants

• Faisabilité du RNS forte : faible potentiel de toxicité aiguë, de bioaccumulation ou de bioamplification.
• Faisabilité du RNS faible : toxicité aiguë, fort potentiel de bioamplification ou bioaccumulation.

Processus d’atténuation prédominants

• Faisabilité du RNS forte : irréversibles / destructifs.
• Faisabilité du RNS faible : réversibles / non destructifs.

Étendue et gravité de la contamination

• Faisabilité du RNS forte : bien définie.
• Faisabilité du RNS faible : mal définie.

Dimensions de la zone contaminée

• Faisabilité du RNS forte : en décroissance.
• Faisabilité du RNS moyen : stabilisée.
• Faisabilité du RNS faible : en croissance.

Phase des contaminants (p. ex. présence d’hydrocarbures dans des phases séparées)

• Faisabilité du RNS forte : mince.
• Faisabilité du RNS faible : épaisse.

Géochimie des sédiments

• Faisabilité du RNS forte : bien comprise.
• Faisabilité du RNS faible : mal comprise.

Advection / diffusion dans l’eau interstitielle

• Faisabilité du RNS forte : l’eau qui s’infiltre n’est pas une source de contaminants (la dispersion / chasse est facilitée).
• Faisabilité du RNS faible : l’eau qui s’infiltre est une source continue..

Environnement physique et échange d’eau interstitielle

• Faisabilité du RNS forte : faible énergie (favorise le dépôt); énergie élevée (favorise la dispersion).
• Faisabilité du RNS faible : affouillements fréquents exposant ou mobilisant les contaminants.

Récepteurs potentiels

Récepteurs écologiques

• Faisabilité du RNS forte : faible possibilité de répercussions sur la productivité primaire, la communauté benthique, les poissons et la faune aquatique.
• Faisabilité du RNS faible : forte possibilité de répercussions sur la productivité primaire, la communauté benthique, les poissons et la faune aquatique.

Prise d’eau à proximité du site

• Faisabilité du RNS forte : aucune, ou puits principalement utilisés comme approvisionnement industriel.
• Faisabilité du RNS moyen : prise d’eau utilisée pour les jardins privés.
• Faisabilité du RNS faible : prises d’eau potable à moins de 300 m du site.

Présence d’espèces en péril

• Faisabilité du RNS forte : aucune espèce en péril présente.
• Faisabilité du RNS moyen : espèces en péril présentes, mais peu susceptibles d’être fortement exposées à des milieux contaminés.
• Faisabilité du RNS faible : espèces en péril présentes dans la zone, fortement susceptibles d’entrer en contact avec des milieux contaminés.

Information pratique

Niveau de confiance des données des études

• Faisabilité du RNS forte : élevé (p. ex. > 2 ans de données saisonnières disponibles).
• Faisabilité du RNS faible : faible (p. ex. une seule étude, un an seulement ou absence de données saisonnières).

Objectifs du gardien

• Faisabilité du RNS forte : intérêt à long terme dans le site.
• Faisabilité du RNS moyen : intérêt à moyen terme dans le site.
• Faisabilité du RNS faible : intérêt à court terme dans le site.

Dispositions financières et institutionnelles pour la surveillance et la mise en œuvre d’un plan d’urgence

• Faisabilité du RNS forte : dispositions budgétaires à long terme juridiquement contraignantes garanties.
• Faisabilité du RNS moyen : dispositions budgétaires à long terme, non contraignantes.
• Faisabilité du RNS faible : pas de dispositions budgétaires à long terme.

Accès aux emplacements de surveillance hors site (p. ex. en amont et puits de surveillance sentinelles)

• Faisabilité du RNS forte : accès à long terme assuré.
• Faisabilité du RNS moyen : accès à long terme possible.
• Faisabilité du RNS faible : accès limité ou pas d’accès possible.

Dans la plupart des cas où le RNS est proposé, il est utilisé comme l’une des composantes de la stratégie de gestion, soit de concert avec des mesures actives d’assainissement (p. ex. recouvrement in situ ou élimination), soit à titre de mesure de suivi. Par exemple, le RNS peut être utilisé après le dragage ou le recouvrement des zones fortement contaminées afin de gérer la faible contamination résiduelle dans les zones adjacentes. Il peut aussi être combiné efficacement avec le recouvrement et le pavage de lit dans les zones sujettes à l’érosion. L’encadré ci-dessous décrit d’autres obstacles possibles au choix du RNS comme approche d’assainissement.

La faisabilité du RNS comme option de gestion devrait être étayée par des renseignements détaillés propres au site qui en démontrent l’efficacité. En règle générale, de multiples sources de données sont nécessaires pour démontrer la faisabilité et l’efficacité du RNS, notamment : preuves de contrôle de la source; preuves d’enfouissement ou de concentrations réduites dans les sédiments de surface; évaluation du mélange des sédiments de surface pour déterminer la profondeur de la contamination et les objectifs d’assainissement; mesure de la stabilité des sédiments; preuves de la transformation et l’atténuation du risque; modélisation du rétablissement à long terme de l’eau, des sédiments et du biote; prise en considération de l’utilisation future du site (Magar et Wenning 2006). Plusieurs outils d’évaluation, documents d’orientation et ressources supplémentaires pouvant être utilisés pour la sélection des approches et outils de surveillance appropriés, y compris le RNS, sont disponibles sur le site Web du Naval Facilities Engineering Command des États-Unis (disponible en anglais seulement).

Les progrès doivent être soigneusement surveillés à l’aide de stratégies d’échantillonnage appropriées et justifiables, et la production de rapports doit être effectuée selon un plan solide. En outre, le contrôle des sources et le suivi du rendement jouent un rôle fondamental dans l’approche du RNS. La section 4 décrit ces étapes plus en détail.

3 Processus de planification et de mise en œuvre du rétablissement naturel surveillé

La première étape de la planification du RNS, c’est-à-dire la collecte d’information (décrite dans la section 4), consiste à étudier l’occasion d’utiliser le RNS sur un site donné à l’aide d’une évaluation préliminaire des contraintes techniques et pratiques. L’objectif de cette étape (c’est-à-dire les étapes 3 et 5 du cadre décisionnel) est de caractériser le site contaminé et d’élaborer un MCS qui décrit les relations spécifiques entre les sources de contaminants, les voies d’exposition, l’interaction avec les récepteurs humains ou écologiques potentiels et les mécanismes de libération, de transport et de RN.

L’étape d’élaboration de la stratégie d’AGR (c’est-à-dire l’étape 7 du cadre décisionnel), telle que décrite à la section 5, consiste à étudier les processus de RN à l’aide de sources de données et de modèles qui évaluent quantitativement le devenir et le transport des contaminants ainsi que les taux de NR. L’objectif est de documenter et d’appuyer l’utilisation du RNS comme stratégie d’assainissement en se fondant sur des données scientifiques fiables. La modélisation doit produire des résultats scientifiquement défendables qui soutiennent l’utilisation des processus de RN comme méthode d’assainissement. Ensuite, les buts et les objectifs d’AGR sont établis. Dans le cadre de l’établissement des buts et objectifs d’AGR, on tient compte des impacts potentiels du changement climatique et on intègre des mesures de durabilité réalisables. Un plan d’urgence pouvant être mis en œuvre au cas où le RNS n’atteindrait pas les buts et objectifs attendus en matière d’AGR est également élaboré à ce stade.

L’étape de mise en œuvre de la stratégie d’AGR (c’est-à-dire l’étape 8 du cadre décisionnel), telle que décrite à la section 6, repose sur l’exécution d’un plan d’assainissement (PA) ou d’un plan de gestion du risque (PGR), ainsi que la surveillance du rendement du RNS pour vérifier que les buts et objectifs d’AGR sont ou seront atteints. Le programme de surveillance du rendement comprend des règles pour la prise de décisions 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.

L’étape d’échantillonnage de confirmation et de rapport final (c’est-à-dire l’étape 9 du cadre décisionnel), telle que décrite à la section 7, repose sur la confirmation de l’atteinte des objectifs d’AGR après la mise en œuvre de la stratégie d’AGR, y compris du RNS. Un échantillonnage de confirmation est effectué pour démontrer que la contamination a été éliminée ou stabilisée de manière efficace, et que les objectifs d’AGR ont été atteints. Un rapport de fermeture de site, documentant la réduction des risques à un niveau acceptable et décrivant l’utilisation d’approches durables sur le site, est préparé si aucune mesure supplémentaire n’est requise. Un exemple à suivre est présenté dans le document Modèle de rapport de fermeture de site du PASCF (PASCF 2022b).

Enfin, l’étape de suivi à long terme (c’est-à-dire l’étape 10 du cadre décisionnel) est décrite à la section 8. Le suivi à long terme ne fait pas nécessairement partie du RNS; cependant, lorsque le RNS est choisi pour être appliqué dans le cadre de l’approche d’assainissement, les concepts d’élaboration du plan et de mise en œuvre du suivi à long terme (PASCF 2013a) peuvent être consultés à la conception de la stratégie d’AGR.

La collaboration avec des ministères apportant un soutien d’experts du PASCF à chaque étape est recommandée pour vérifier que toutes les considérations ont été prises en compte pour déterminer si le RNS est une stratégie appropriée pour un site donné.

4 Renseignements recueillis avant le RNS

Avant d’envisager une mesure d’assainissement, y compris le RNS, il faut élaborer un robuste modèle conceptuel du site (MCS). Le MCS décrit les liens propres au site entre les sources de contaminants soupçonnées, les mécanismes de libération et de transport, les milieux contaminés, les voies d’exposition et les effets néfastes potentiels sur les récepteurs humains et écologiques. Il s’agit d’une description écrite et d’une représentation visuelle de ce que l’on sait ou soupçonne au sujet des sources, des mécanismes de libération, de la migration et du devenir des contaminants. Le MCS comprend également des hypothèses quant aux processus prédominants qui pourraient favoriser le rétablissement naturel et à la façon dont ces processus répondront aux objectifs d’assainissement.

Un MCS initial est élaboré à partir des renseignements recueillis au cours de l’étape 2 (examen historique), c’est-à-dire les rapports, l’imagerie, les documents des organismes de réglementation et les renseignements disponibles sur les sites adjacents (PASCF 2021c; ACO 2008). Pour perfectionner le MCS, on recueille des données supplémentaires en fonction du temps et en trois dimensions spatiales afin d’acquérir une compréhension précise de la source des contaminants et de leur comportement dans le site. Voici les paramètres quantitatifs qui sont déterminés aux étapes 3 et 5 du processus du cadre décisionnel (c.-à-d. aux phases II et III des évaluations environnementales d’un site, EES) et qui contribuent à l’affinement du modèle:

• Contaminant(s) pertinent(s), masse des sources de contaminant(s), répartition horizontale et verticale.
• Récepteurs humains ou écologiques potentiellement préoccupants qui peuvent subir les effets nocifs des contaminants potentiellement préoccupants (CPP).
• Propriétés chimiques des sources de contaminant(s) :
  • solubilité;
  • volatilité;
  • taux de transformation biologique et non biologique.
• Répartition des contaminants entre les phases, partage entre les sédiments et l’eau interstitielle et potentiel de volatilisation.
• Caractéristiques climatiques dans les conditions actuelles et les projections futures.
• Caractéristiques géochimiques des sédiments :
  • porosité, résistance critique au cisaillement, perméabilité, densité, granulométrie, étendue du pavage, oxygène dissous, matière organique et potentiel redox;
  • présence de nutriments;
  • analyse microbiologique afin de déterminer la présence et la viabilité d’une population microbienne appropriée.
• Hydrologie :
  • conductivité hydraulique et connectivité avec l’eau souterraine;
  • gradient hydraulique et énergétique de la masse d’eau sus-jacente;
  • direction et vitesses d’écoulement de l’eau souterraine;
  • emplacement et type d’eau de surface;
  • zones d’alimentation et de décharge.

Les variations temporelles et spatiales de tous ces facteurs, et la façon dont ceux-ci interagissent entre eux, créent les processus qui régissent le comportement des contaminants, leur devenir et la dynamique de leur transport. C’est uniquement une fois ces processus bien compris que l’on peut envisager le RNS et l’appliquer adéquatement dans un site (Magar et al. 2009). Le MCS doit être suffisamment affiné à l’étape 7 (élaboration d’une stratégie d’assainissement/de gestion du risque) pour permettre de comprendre les mécanismes prédominants du comportement des contaminants et, notamment, de déterminer si les processus de rétablissement naturel sont appropriés à titre d’option d’assainissement. Puisque le RNS est susceptible de nécessiter davantage de temps comme stratégie d’assainissement, il faut aussi incorporer dans le MCS les effets des changements climatiques et la façon dont ils peuvent influer sur le rétablissement. Le MCS sert de base aux analyses quantitatives qui seront menées pendant les étapes 8 et 9.

Il existe plusieurs exemples de MCS (ACO 2008; PASCF 2012) ainsi que de MCS expressément mis au point à des fins particulières, notamment la bioamplification du méthylmercure des sédiments le long de la chaîne alimentaire aquatique (PASCF 2021c), le RNS de sédiments contaminés par les biphényles polychlorés (BPC) dans le lac Hartwell, en Caroline du Sud (Magar et al. 2009), et la dynamique des contaminants organiques hydrophobes (U.S. EPA 2014).

L’évaluation du RNS comme option d’assainissement possible peut commencer dès l’étape 3 (programme d’essais initiaux/phase II de l’EES) et est effectuée plus en profondeur à l’étape 5 (programme d’essais détaillés/phase III de l’EES). Aux étapes 4 et 6, les gardiens ont le choix d’attribuer l’une de cinq classes à un site aquatique (PASCF 2021a) :

• Classe 1 (priorité élevée) : Les renseignements disponibles indiquent qu’une mesure (caractérisation du site, gestion du risque, assainissement, etc.) est requise pour régler les problèmes actuels. Généralement, les sites de classe 1 sont une source de grande préoccupation à l’égard de plusieurs facteurs, et des effets mesurés ou observés ont été documentés.
• Classe 2 (priorité moyenne) : Les renseignements disponibles indiquent que des effets néfastes sont très probables, bien que la menace pour la santé humaine et pour l’environnement ne soit généralement pas imminente. Aucune contamination hors site n’a été détectée; toutefois, les incidences potentielles à cette contamination ont été jugées élevées, il faut donc vraisemblablement prendre certaines mesures.
• Classe 3 (priorité faible) : Les renseignements disponibles indiquent que le site ne suscite pas actuellement de grandes préoccupations. Cependant, il conviendrait de mener d’autres travaux pour confirmer la classification du site, et certaines mesures pourraient être requises.
• Classe N : Les renseignements disponibles indiquent qu’il n’y a probablement pas de répercussions écologiques ou de menace importante pour la santé humaine. Vraisemblablement, aucune intervention ne sera nécessaire, à moins que de nouveaux renseignements ne révèlent un problème plus grave, auquel cas il faudrait réévaluer le site.
• Classe INS : Il n’y a pas assez de renseignements pour évaluer le site. Dans ce cas, il convient d’obtenir davantage d’information pour combler ce manque.

Le RNS peut être appliqué aux sites de classe 1, 2 et 3, et il est souvent appliqué en combinaison avec d’autres stratégies d’assainissement. Les données issues de toutes ces étapes, ainsi que de l’évaluation du risque pour la santé humaine (ERSH) et l’évaluation du risque écologique (ERE) des étapes 5 et 7, peuvent être combinées et utilisées pour contribuer à l’évaluation du RNS comme option d’assainissement. La confirmation du RNS comme mode d’action approprié et sa mise en œuvre dans un site sont déterminées au cours des étapes 7, 8 et 9 du cadre décisionnel.

5 Élaboration d’une stratégie d’assainissement ou de gestion des risques

Au cours de l’étape 7 (élaboration d’une stratégie d’assainissement/de gestion des risques), on étudie la viabilité de l’application de mesures d’assainissement, y compris le RNS, en se fondant sur le MCS; ce processus est également connu sous l’appellation d’analyse des options d’assainissement (AOA). L’un des principaux objectifs de cette étape consiste à établir des objectifs d’assainissement chiffrés propres au site en adaptant des recommandations génériques qui reflètent les conditions particulières du site ou qui sont fondées sur l’évaluation du risque (PASCF 2021c). Dans la plupart des cas, une évaluation quantitative détaillée du risque est réalisée dans le cadre de l’étape 7 si elle n’a pas déjà été faite à l’étape 5. L’AOA débute après l’exécution des programmes d’essais relatifs au site (phases I, II et III de l’EES) conformément à l’étape 5, et après l’élaboration d’un MCS exhaustif. On fait appel à des contraintes d’ordre technique aussi bien que pratique afin de déterminer si le RNS peut être envisagé comme option d’assainissement isolément ou, plus souvent, de concert avec d’autres mesures dans le cadre d’un plan général d’assainissement.

Plusieurs exigences générales doivent être respectées pour que le RNS soit expressément envisagé dans le cadre d’une stratégie d’AGR, notamment :

1. le contrôle de la source de contamination;
2. l’atteinte des objectifs d’assainissement dans un délai acceptable;
3. la protection des récepteurs potentiels.

i. Contrôle de la source de contamination : Le contrôle, la réduction maximale ou l’isolement de la source de contaminants afin d’assurer un rétablissement efficace constituent l’une des exigences à respecter pour l’obtention de fonds d’AGR du PASCF (PASCF 2021b). Si l’on manque de preuves relatives au contrôle de la source, on peut envisager l’élimination ou l’isolement artificiel de la source par le recours à des techniques actives d’assainissement (p. ex. dragage ou recouvrement), soit avant le début du RNS, soit en parallèle. Les sources de données permettant de décrire le contrôle des sources de contaminants peuvent comprendre la documentation et les données historiques, la modélisation afin de relier les sources aux mécanismes probables de transport des substances chimiques dans les sédiments et vers les récepteurs, et l’examen de données propres au site, le cas échéant, indiquant la transformation chimique, la réduction de la biodisponibilité et de la mobilité, l’isolement physique ou la dispersion.

ii. Atteinte des objectifs d’assainissement : Il faudrait que le RNS puisse atteindre les objectifs d’assainissement dans un délai raisonnable. Bien que les limites acceptables des délais relatifs à l’assainissement dépendent des conditions du site et des CPP concernés, il faut souligner qu’un rétablissement basé sur le RNS peut nécessiter entre 5 et 30 ans, ou plus dans le cas de certains contaminants récalcitrants (p. ex. résistants à l’assainissement) (Magar et al. 2009). L’analyse des options d’assainissement (AOA) requiert une estimation préliminaire du temps qu’il faudra pour que le RNS atteigne les objectifs d’assainissement (c.-à-d. les recommandations pour la qualité de l’environnement [RQE] générales ou les objectifs propres au site). Par la suite, on utilisera les données empiriques sur le site pour examiner la trajectoire de rétablissement estimée. On trouvera une discussion plus poussée sur les buts de l’assainissement à la section 5.4.

Lors des consultations des équipes de soutien d’expert et des parties intéressées, il faudrait prendre en compte les restrictions de financement du PASCF à l’égard de toute approche d’assainissement à long terme. Le gardien pourrait être appelé à fournir des fonds à même son propre budget de fonctionnement pour l’application de solutions à long terme à ses sites contaminés au-delà de l’horizon temporel du programme du PASCF.

iii. Protection des récepteurs potentiels : Avant que le RNS ne puisse être sélectionné comme option d’assainissement, il faut évaluer le risque pour les récepteurs existants et les récepteurs futurs potentiels, notamment selon les paramètres suivants :

• l’hydrodynamique et les propriétés géophysiques des sédiments propres au site;
• le devenir et les mécanismes de transport des contaminants;
• les voies d’exposition potentielles pour les récepteurs humains et écologiques (p. ex. espèces en péril, aires protégées et habitats vulnérables);
• les changements qui pourraient être apportés à l’utilisation du site à l’avenir (p. ex. retrait des barrages, dragage pour la navigation).

5.1 Contaminants se prêtant bien au RNS

Une autre considération importante est la question de savoir si les contaminants présents dans le site se prêtent bien au RNS. Certains contaminants se prêtent mieux que d’autres à la réussite d’une approche basée sur le rétablissement naturel surveillé (RNS). Tandis que les orientations relatives à l’application de l’atténuation naturelle contrôlée aux sols sont principalement axées sur les polluants organiques, les contaminants, tant organiques qu’inorganiques, peuvent se prêter au RNS dans le cas des sédiments aquatiques. Par exemple, la déchloration des BPC fortement chlorés par réaction microbienne peut produire des congénères moins chlorés qui sont moins toxiques, mais plus mobiles (Abraham et al. 2002). Les hydrocarbures pétroliers et les nitrotoluènes sont potentiellement minéralisés dans l’environnement des sédiments (Haritash et Kaushik 2009; Walker et al. 2006). Pour les contaminants inorganiques (p. ex. métaux), les réactions de transformation sont dominées par les conditions géochimiques qui favorisent la sorption ou la complexation (p. ex. avec du carbone organique dissous ou comme précipités d’oxyde ou de sulfure métallique). Selon le métal, cette liaison peut être relativement stable et permanente (p. ex. chrome), ou peut conduire à la dissolution et à la remobilisation si les conditions redox changent dans les sédiments (p. ex. arsenic). Enfin, les métaux qui forment des complexes organométalliques peuvent se transformer de telle sorte que leur biodisponibilité s’accroît (p. ex. méthylation du Hg dans des conditions réductrices) ou diminue (p. ex. débutylation de l’étain dans des conditions principalement aérobies). Il importe donc de prendre en considération les caractéristiques de transformation du ou des contaminants préoccupants présents sur le site et de déterminer si ce ou ces contaminants se prêtent à une stratégie de RNS.

Les facteurs prédominants qui contribuent au rétablissement dépendent de la nature des contaminants ainsi que des caractéristiques physiques, biologiques et chimiques du site. Dans les cas où l’on détermine que l’immobilisation ou la dispersion sont des processus prédominants de rétablissement contribuant au RNS, il est particulièrement important d’examiner les conditions hydrodynamiques et les processus de transport des sédiments. En outre, puisque la dispersion peut entraîner une exposition sur une plus vaste superficie, le processus de dispersion pourrait nécessiter des travaux plus poussés et plus complets afin d’analyser le risque en aval et hors site. Par contre, si les principaux processus liés au RNS sont la transformation chimique ou la réduction de la biodisponibilité des contaminants, le modèle conceptuel du site (MCS) sera dominé par la géochimie, la microbiologie et les conditions physicochimiques propres au site (Magar et al. 2009). La liste ci-dessous donne des orientations générales sur la probabilité de réussite du recours au RNS pour différentes catégories de composés et en fonction des processus de rétablissement prédominants. Il faut prendre en compte ces processus de rétablissement afin d’affiner davantage le MCS élaboré pour un site donné.

Hydrocarbures

BTEX

• Processus de rétablissement prédominants : dispersion, dissolution, chasse, volatilisation.
• Probabilité de réussite dans un environnement aquatique : élevée.

Essence et mazout

• Processus de rétablissement prédominants : biotransformation.
• Probabilité de réussite dans un environnement aquatique : modérée.

Composés aliphatiques non volatils

• Processus de rétablissement prédominants : biotransformation, immobilisation.
• Probabilité de réussite dans un environnement aquatique : faible.

HAP

• Processus de rétablissement prédominants : biotransformation, immobilisation.
• Probabilité de réussite dans un environnement aquatique : élevée pour les composés de faible poids moléculaire; faible pour les composés de poids moléculaire élevé.

Créosote

• Processus de rétablissement prédominants : biotransformation, immobilisation.
• Probabilité de réussite dans un environnement aquatique : faible.

Hydrocarbures oxygénés

Alcools, cétones et esters de faible poids moléculaire

• Processus de rétablissement prédominants : biotransformation.
• Probabilité de réussite dans un environnement aquatique : élevée.

MTBE

• Processus de rétablissement prédominants : biotransformation.
• Probabilité de réussite dans un environnement aquatique : modérée.

Composés aliphatiques chlorés

Perchloroéthylène (PCE), trichloroéthylène (TCE), tétrachlorure de carbone

• Processus de rétablissement prédominants : biotransformation.
• Probabilité de réussite dans un environnement aquatique : modérée.

Trichloroéthane (TCA)

• Processus de rétablissement prédominants : biotransformation, dégradation abiotique.
• Probabilité de réussite dans un environnement aquatique : modérée à élevée.

Chlorure de méthylène

• Processus de rétablissement prédominants : biotransformation.
• Probabilité de réussite dans un environnement aquatique : élevée.

Chlorure de vinyle (VC)

• Processus de rétablissement prédominants : biotransformation.
• Probabilité de réussite dans un environnement aquatique : modérée à élevée.

Dichloroéthylène (DCE)

• Processus de rétablissement prédominants : biotransformation.
• Probabilité de réussite dans un environnement aquatique : modérée.

Aromatiques

BPC, dioxines, furanes, benzènes polychlorés

• Processus de rétablissement prédominants : sorption avec du carbone organique, enfouissement, transformation lente des congénères plus fortement chlorés.
• Probabilité de réussite dans un environnement aquatique : moyenne (peut nécessiter l’élimination).

Pentachlorophénol (PCP)

• Processus de rétablissement prédominants : sorption avec du carbone organique, enfouissement.
• Probabilité de réussite dans un environnement aquatique : élevée.

BPC moins fortement chlorés, dioxines

• Processus de rétablissement prédominants : biotransformation.
• Probabilité de réussite dans un environnement aquatique : faible.

Monochlorobenzène

• Processus de rétablissement prédominants : biotransformation.
• Probabilité de réussite dans un environnement aquatique : élevée.

Nitroaromatiques

TNT et RDX (explosifs)

• Processus de rétablissement prédominants : transformation abiotique et biotique, sorption avec des matières organiques.
• Probabilité de réussite dans un environnement aquatique : élevée.

Métaux, métalloïdes et organométalliques

Cations divalents (p. ex. Ni, Cu, Pb, Zn, Cd, Ag)

• Processus de rétablissement prédominants : Précipitation comme hydroxydes et sulfures, sorption avec du carbone organique, enfouissement.
• Probabilité de réussite dans un environnement aquatique : élevée.

Arsenic

• Processus de rétablissement prédominants : complexation comme oxydes ou sulfures de fer.
• Probabilité de réussite dans un environnement aquatique : moyenne : sujet à dissolution anaérobie et à remobilisation.

Chrome

• Processus de rétablissement prédominants : réduction abiotique du Cr(IV) soluble en Cr(III) insoluble et moins toxique.
• Probabilité de réussite dans un environnement aquatique : moyenne : élevée.

Mercure

• Processus de rétablissement prédominants : Complexation avec COD, oxydes de fer, sulfures.
• Probabilité de réussite dans un environnement aquatique : faible : potentiel de méthylation dans des conditions anaérobies ou mobilisation par réaction redox.

Étain

• Processus de rétablissement prédominants : débutylation microbienne.
• Probabilité de réussite dans un environnement aquatique : élevée dans les sédiments riches en matière organique.

Radionucléides

• Processus de rétablissement prédominants : sorption, coprécipitation, complexion avec la matière organique. Ne changera pas l’exposition externe pour les émetteurs gamma.
• Probabilité de réussite dans un environnement aquatique : dépend de la demi-vie, de la sensibilité redox. Peut causer une concentration de contaminants sur le front d’oxydoréduction.

Les gestionnaires de sites contaminés peuvent aussi consulter le document Guide d’orientation pour la sélection de technologies de décontamination (GOST) pour obtenir davantage d’information. L’outil GOST recommande des technologies d’assainissement pour un certain nombre de contaminants. Les fiches d’information contiennent des renseignements sur les propriétés des contaminants, leurs sources, ainsi que les considérations relatives à la santé et à la sécurité; des fiches donnent également des renseignements sur les paramètres d’analyse et les essais sur le terrain pour les évaluations des phases II et III en vue de déterminer les technologies d’assainissement appropriées pour un site. La fiche d’information sur la restauration naturelle et le rétablissement naturel assisté contient des renseignements se rapportant directement à l’utilisation du RNS comme technique d’assainissement des sites contaminés.

5.2 Sources de données pour évaluer l’efficacité du RNS

Afin d’évaluer de façon plus poussée l’efficacité possible d’une stratégie de RNS, on doit utiliser un MCS perfectionné pour déterminer de multiples sources de données à l’appui de l’approche du RNS. Les sources de données sont axées sur quatre principaux mécanismes de rétablissement naturel des sédiments : la transformation chimique, la diminution de la biodisponibilité, l’isolement physique et la dispersion. Chaque mécanisme peut comprendre de multiples processus de rétablissement naturels indiqués aux listes 1 et 4. La liste ci-dessous présente les types de données recueillies pour chaque mécanisme, ou source de données.

Transformation chimique

• Changements dans les concentrations de contaminants au fil du temps en raison de la transformation :
  1. Tendances de la transformation des contaminants, en ciblant les processus de transformation prédominants.
  2. Indicateurs chimiques de la dégradation (p. ex. sous-produits d’altération ou de dégradation).
  3. Analyse des facteurs qui régissent la transformation, notamment :
     • solubilité, partage, volatilité;
     • potentiel redox;
     • communauté microbienne;
     • disponibilité de cofacteurs (p. ex. matières organiques, nutriments, donneurs/accepteurs d’électrons);
     • facteurs géochimiques et physicochimiques

Réduction de la biodisponibilité

• Changements dans les concentrations de contaminants disponibles pour absorption par le biote :
  1. Tendances démontrant la réduction de la biodisponibilité et de l’absorption.
  2. Concentrations réduites dans l’eau interstitielle.
  3. Solubilité chimique, hydrophobie ou volatilité.
  4. Démonstration de l’altération des contaminants.
  5. Preuves de séquestration ou de précipitation.
  6. Données démontrant des conditions géochimiques ou physicochimiques favorables.

Isolement physique

• Confinement physique des contaminants dans une zone de sédiments :
  1. Profils verticaux des sédiments démontrant l’enfouissement et réduction des concentrations dans les sédiments de surface au fil du temps.
  2. Radiogéochimie (p. ex. plomb 210 ou césium 137) afin de démontrer les taux de dépôt de sédiments.
  3. Les preuves de l’enfouissement peuvent être étayées par les paramètres suivants :
     • conditions de flux hydrodynamique;
     • conditions géophysiques (p. ex. bathymétrie ou profils de sédiments);
     • pavage des sédiments et potentiel d’affouillement à une gamme de débits;
     • évaluations de la bioturbation.

Dispersion

• Changements dans les concentrations localisées de contaminants par déplacement vers des zones adjacentes :
  
  1. Processus et cinétique de la désorption ou dissolution.
  2. Analyse des contaminants dans la colonne d’eau sur le site, dans les tronçons en aval et chez les récepteurs.
  3. Les preuves de la dispersion peuvent être étayées par les paramètres suivants :
     • conditions de flux hydrodynamique;
     • pavage des sédiments et potentiel d’affouillement à une gamme de débits;
     • démonstration du transport des contaminants ou sédiments.

5.3 Modélisation à l’appui de l’évaluation de l’efficacité du RNS

Il est possible d’avoir recours à la modélisation ou à la simulation à partir du MCS pour comprendre quantitativement les conditions actuelles du site et prédire les conditions futures en fonction des données recueillies sur le site. Les principaux objectifs de la modélisation consistent à déterminer les meilleurs endroits pour la surveillance, ainsi qu’à évaluer l’ampleur de la contamination et la disponibilité des contaminants au fil du temps, le risque d’exposition et les répercussions sur les récepteurs, et le temps requis pour atteindre les objectifs d’assainissement. Les modèles sont utilisés pour orienter la collecte et l’analyse des données de telle sorte que des hypothèses précises puissent être vérifiées.

La sélection du modèle et son niveau de complexité sont guidés par le MCS, lequel est un produit de la complexité hydrologique, biologique, chimique et physique du site. Le modèle initial ne devrait pas être plus complexe que ce qui est nécessaire pour répondre aux questions de gestion actuelles; cependant, différents milieux (p. ex. zone humide, cours d’eau, lac, estuaire, milieu marin) nécessiteront l’examen et la collecte de différents types de données. Les modèles initiaux sont généralement fondés sur l’analyse statistique des tendances concernant les liens potentiels qui ont été définis au début de l’élaboration du MCS (p. ex. concentrations de contaminants dans l’eau et dans le biote résident). À mesure que de nouveaux renseignements sont recueillis, la complexité du modèle augmente, comme l’illustre la figure 2.

En raison de la complexité progressive des modèles, il y a grosso modo quatre catégories de modèles qui sont appropriées pour le RNS. Par ordre croissant de complexité, ces modèles sont les suivants : modèles hydrodynamiques, modèles du lit de sédiments, modèles de transport des sédiments et modèles intégrés. Une brève description de chaque type de modèle est présentée ci-dessous. De plus, une liste des modèles disponibles, de leurs principales applications, de leurs avantages et de leurs limites est présentée dans U.S. EPA (2014) et à l’annexe B.

1. Modèles hydrodynamiques
   Ces modèles intègrent des renseignements sur le mouvement de l’eau et prédisent comment les forces de cisaillement à l’interface sédiments/eau influeront sur la répartition des contaminants.
2. Modèles du lit de sédiments
   Ces modèles sont axés sur les facteurs physiques, biologiques et chimiques qui influent sur la répartition des contaminants entre les sédiments, l’eau interstitielle et la colonne d’eau sus-jacente.
3. Modèles de transport des sédiments
   Ces modèles permettent une modélisation à plus long terme des forces hydrodynamiques et de la résistance au cisaillement du lit de sédiments.
4. Modèles intégrés
   Ce sont des modèles qui intègrent les modèles hydrodynamiques, du lit de sédiments et de transport des sédiments et qui prennent également en compte la spéciation des contaminants et la cinétique de leur répartition.

Peu importe le modèle choisi, les hypothèses, variables et paramètres utilisés doivent être documentés, décrits et justifiés par des essais propres au site, des essais et vérifications sur le terrain ou en laboratoire ou de solides hypothèses techniques. Les mesures utilisées pour étalonner un modèle dépendent énormément du site, mais elles peuvent comprendre des mesures du transport de particules sédimentaires dans le système, de la résistance au cisaillement du lit de sédiments, des sources, des puits, du transport des contaminants et de la vitesse d’écoulement de l’eau de fond (Magar et al. 2009). On trouve dans le Document d’orientation sur la planification du suivi à long terme du PASCF (2013a) des renseignements additionnels sur les outils physiques, biologiques et chimiques utilisés pour le suivi et pour la collecte de données de modélisation. Il faut aussi définir clairement les limites du modèle sélectionné. On doit procéder à une analyse de sensibilité afin de déterminer les variables qui ont le plus d’incidence. Lorsqu’on utilise des données provenant de la documentation, il est impératif d’inclure des renseignements sur les sources et les justifications en ce qui concerne l’applicabilité au site ainsi que les limites. Lors de l’estimation du temps requis pour atteindre les niveaux cibles de contaminants propres au site, il faudrait présenter les calculs à l’appui confirmant que le RNS est l’option d’assainissement la plus rentable et la plus appropriée..

5.4 Objectifs d’assainissement

Le RNS est une approche d’assainissement qui nécessite habituellement de plus longues périodes pour l’atteinte des objectifs d’assainissement, souvent entre 5 et 30 ans ou même plus (Magar et al. 2009). L’estimation des taux de rétablissement liés aux contaminants est donc une fonction essentielle de l’approche de modélisation et un important facteur déterminant du caractère acceptable ou non du RNS comme stratégie d’assainissement. Le temps estimatif requis pour l’assainissement dépendra des objectifs d’AGR propres au site. Les objectifs d’AGR doivent être déterminés de concert avec l’équipe de soutien d’expert du PASCF, les organismes de réglementation fédéraux et provinciaux, les peuples autochtones et les parties intéressées pertinentes, et ils peuvent être fondés sur la réduction des concentrations de contaminants dans les sédiments jusqu’à des niveaux conformes aux lignes directrices environnementales en vigueur. Cependant, comme l’indique l’Accord Canada-Ontario (ACO 2008), en général, les buts de l’assainissement ne se fondent pas seulement sur les concentrations de contaminants dans les sédiments, mais prennent aussi en considération des buts propres au site définis au moyen d’une évaluation du risque.

Le Conseil canadien des ministres de l’Environnement (CCME) a établi des protocoles pour l’élaboration de recommandations sur la qualité des sédiments à partir des renseignements toxicologiques disponibles pour un contaminant donné (CCME 1999). Cependant, jusqu’à présent, seules des recommandations provisoires pour la qualité des sédiments (RPQS) et des concentrations produisant un effet probable (CEP) ont été élaborées pour certains contaminants. La CEP représente la limite inférieure de la plage des concentrations de substances chimiques qui sont souvent ou toujours liées à des effets biologiques néfastes. S’il n’y a pas suffisamment de données pour formuler une ligne directrice complète sur la qualité des sédiments, on peut adopter provisoirement une valeur recommandée émanant d’une autre administration. Cependant, dans la plupart des cas, le gardien pourra établir une norme fondée sur le risque au lieu d’utiliser les valeurs numériques des recommandations du CCME pour la qualité des sédiments (ACO 2008). Les facteurs environnementaux qui influent sur la toxicité d’un contaminant peuvent être pris en compte dans le calcul ou l’affinement d’une norme fondée sur le risque. Par exemple, la teneur en carbone organique total (COT), les sulfures volatils acides (SVA) ou la dureté peuvent influer sur la biodisponibilité des métaux et avoir une incidence sur les concentrations seuils de certains métaux (U.S. EPA 2014).

Afin d’élaborer des objectifs d’assainissement des sédiments pour un site, il pourrait être nécessaire d’effectuer une évaluation du risque pour la santé humaine (ERSH) ou une évaluation du risque écotoxicologique (ERE), selon que les récepteurs pertinents sont présents ou non et sont exposés ou non aux contaminants sur le site. On trouve des consignes sur la réalisation des ERE dans le document d’orientation principal du PASCF relatif aux ERE (PASCF 2012a) et dans plusieurs modules spécifiques d’orientation technique (PASCF 2013b, 2013c et 2012b). On peut également se procurer le document intitulé Guide supplémentaire servant à élaborer l’énoncé des travaux (EDT) d’un contrat d’évaluation quantitative préliminaire des risques (EQPR) et d’évaluation quantitative détaillée des risques (EQDR) pour la santé humaine auprès de Santé Canada (2010).

5.5 Plan d’urgence

Le plan d’intervention d’urgence établit une technologie d’assainissement de rechange, une méthode d’assainissement de rechange ou des mesures supplémentaires que l’on peut mettre en œuvre si le RNS est inefficace ou s’il est insuffisant pour que l’on puisse atteindre les objectifs d’assainissement (Magar et al. 2009). Il faut réévaluer ce plan durant la surveillance du rendement pour veiller à ce qu’il demeure pertinent.

Il est essentiel d’élaborer un plan d’intervention d’urgence lorsqu’on adopte le RNS en raison des incertitudes associées à cette démarche. Un tel plan peut prévoir, par exemple, des changements dans la méthode d’assainissement (p. ex. dragage ou recouvrement) ou d’autres mesures d’assainissement (p. ex. rétablissement naturel assisté); les mécanismes de financement peuvent également être décrits. Tout plan d’intervention d’urgence doit être souple et permettre l’intégration de nouveaux renseignements sur les risques associés au site et sur les technologies d’assainissement.

Lors de l’élaboration du plan d’assainissement à l’étape 7, on recommande d’inclure un ou plusieurs critères (« éléments déclencheurs »), s’il y a lieu, qui signaleront un rendement inacceptable du RNS comme option d’assainissement et qui indiqueront à quel moment la mise en œuvre de mesures d’urgence s’impose. Ces critères peuvent notamment comprendre les suivants :

• les concentrations de contaminants dans les sédiments ou l’eau interstitielle augmentent, indiquant une libération nouvelle ou renouvelée de contaminants;
• des contaminants sont décelés à des endroits situés à l’extérieur de la zone contaminée initiale, indiquant une reprise de la migration des contaminants;
• les concentrations de contaminants ne diminuent pas à un rythme suffisamment rapide pour permettre d’atteindre les objectifs d’assainissement ou de gestion du risque;
• des changements dans l’utilisation du site ou l’hydrologie ont une incidence négative sur le bien-fondé de l’utilisation du RNS.

Au moment d’établir les éléments déclencheurs ou les mesures d’urgence, il faut veiller à les concevoir soigneusement de telle sorte que la variabilité d’échantillonnage ou les fluctuations saisonnières ne déclenchent pas la prise de mesures inappropriées. Par exemple, une hausse anormale des concentrations de contaminants dans l’eau interstitielle qui active un critère déclencheur pourrait ne pas être une véritable indication d’un changement de tendance. Un ordinogramme peut aider à guider le processus d’évaluation de l’efficacité du RNS et à établir si le plan d’intervention d’urgence doit être mis en œuvre.

5.6 Intégration du RNS et des considérations relatives à l’assainissement durable

Dans certains cas, l’incertitude ou des risques inacceptables pour la santé humaine ou la salubrité de l’environnement empêchent de choisir le RNS comme stratégie réalisable d’assainissement; dans d’autres cas, en revanche, les répercussions des méthodes d’assainissement plus actives causeront probablement plus de dommages à l’environnement que le fait de laisser les contaminants en place (U.S. EPA 1998). Il est généralement admis qu’il n’y a pas de solution sans risque pour la gestion des sédiments contaminés. En conséquence, on doit procéder à la fois à une analyse des coûts et avantages financiers et à une analyse des coûts et avantages environnementaux afin de faciliter la détermination de la stratégie optimale de gestion du risque. En outre, il importe que les mesures d’assainissement ne causent pas plus de dommages à l’environnement qu’elles n’en corrigent (PASCF 2021c). Le fait de se concentrer uniquement sur des mesures extrêmement prudentes de protection de l’environnement peut conduire à l’adoption de stratégies d’assainissement actives de grande ampleur, lesquelles sont susceptibles d’occasionner des coûts importants et des répercussions néfastes sur l’environnement (Sparrevik et al. 2011). Dans ce contexte, le RNS, en tant que partie intégrante d’une stratégie d’assainissement durable, peut contribuer à optimiser les trois piliers de la durabilité : les dimensions économique, sociale et environnementale. Le RNS est également vraisemblablement la solution la plus verte et la plus durable pour l’assainissement des sédiments, car elle n’exige qu’un équipement minimal et aucun roulage ou traitement de matériaux contaminés (ITRC 2014).

On peut utiliser un outil tel que l’analyse du cycle de vie (ACV) pour étudier de façon plus approfondie les coûts et avantages de différentes méthodes d’assainissement ou de méthodes combinées, y compris l’utilisation du RNS. L’ACV prend en considération les impacts environnementaux de l’assainissement pour toute la durée de vie du projet, y compris l’effet immédiat de la mesure corrective, l’utilisation des ressources et de l’énergie pendant la mise en œuvre et la possibilité ou l’impossibilité d’utiliser la zone à des fins récréatives, pour la pêche et pour d’autres activités. Elle fournit également un cadre permettant d’évaluer les compromis entre les impacts primaires (risques de contamination de l’environnement local) et les impacts locaux, régionaux et mondiaux accrus attribuables aux options d’atténuation possibles (impacts secondaires) (Lemming et al. 2012). Récemment, à titre d’exemple, pour un site de sédiments contaminés en Norvège, on a utilisé l’ACV pour examiner l’empreinte écologique de différentes techniques actives et passives de confinement par recouvrement à couche mince, comparativement au rétablissement naturel. Les résultats ont montré que le recouvrement était préférable au rétablissement naturel lorsque l’analyse se limitait aux effets liés à la contamination du site. Toutefois, l’intégration des répercussions liées à l’utilisation des ressources et de l’énergie durant les activités d’assainissement faisait augmenter l’empreinte écologique de plus d’un ordre de grandeur, ce qui rendait le confinement moins souhaitable que le rétablissement naturel (Sparrevik et al. 2011). Cet exemple montre que la démarche du RNS peut être un excellent élément constitutif d’une stratégie d’assainissement durable si elle est bien intégrée et mise en œuvre, et qu’elle peut produire des résultats globaux positifs sur le plan de l’environnement tout en permettant une gestion efficace du risque de contamination sur le site. Ces évaluations du cycle de vie peuvent devenir de plus en plus importantes à mesure que les gardiens prennent des mesures pour atténuer les impacts du changement climatique (comme la réduction des émissions de gaz à effet de serre), ou d’autres impacts environnementaux de l’assainissement.

5.7 RNS et considérations relatives au changement climatique

Les effets du changement climatique peuvent être un paramètre important dans l’élaboration des objectifs de l’assainissement ou de la gestion du risque et le choix final de la démarche adoptée pour l’assainissement ou la gestion du risque qui devrait être la plus appropriée pour un site contaminé fédéral. Il existe de nombreux domaines où les considérations relatives au changement climatique peuvent jouer un rôle important dans la manière dont la gestion du site se déroule selon les dix étapes du cadre décisionnel. Par exemple, à l’étape 7, les gardiens doivent tenir compte de l’effet des changements climatiques futurs sur l’état actuel du site – incluant le milieu des contaminants, leurs trajectoires et leurs récepteurs – lorsqu’ils envisagent d’appliquer une ligne directrice ou une méthode de gestion du risque Les répercussions à court, moyen ou long terme du changement climatique sur les types de contaminants, leurs concentrations, leur répartition ou leurs transformations dans le milieu de résidence doivent être incorporées dans l’évaluation du site dès l’étape 3 (PASCF 2022c). Des conseils supplémentaires sur la façon d’adapter les méthodes de gestion des sites contaminés pour y inclure les considérations relatives aux changements climatiques se trouvent dans le document d’orientation Intégration des considérations relatives aux changements climatiques dans la gestion des sites contaminés fédéraux (PASCF 2022a).

L’effet potentiel du changement climatique peut jouer un rôle important pour l’emploi de la méthode du RNS sur un site comportant des sédiments contaminés. Un RNS efficace est également tributaire d’autres facteurs comme les taux de sédimentation concrets, la séquestration et l’immobilisation de matériel sédimentaire contaminé. En raison de sa dimension temporelle prolongée associée au RNS, le changement climatique peut représenter un enjeu particulier pour le succès du RNS et devrait être davantage pris en considération. Des changements futurs dans les cycles hydrologiques, sous forme de précipitations, de ruissellement, d’événements météorologiques dangereux et d’érosion, auront également une incidence sur les processus de transport, de dilution et de devenir de ces substances. Les trajectoires importantes qui pourraient être modifiées comprennent la volatilisation, l’adsorption, l’hydrolyse, la biodégradation, la photodégradation, la toxicité renforcée par la lumière, l’absorption et le métabolisme. Comme les rythmes de certains de ces processus augmentent avec l’augmentation de la température, la prévision quantitative et l’évaluation des interactions sont des tâches complexes (Schiedek et al. 2007). Ces facteurs associés au changement climatique pourraient, à leur tour, avoir des répercussions sur l’efficacité du RNS à long terme; il faut donc les considérer de manière plus approfondie durant l’étape 7.

6 Mise en œuvre de la stratégie d’assainissement/de gestion du risque

Si les contaminants se prêtent bien à l’option du RNS, que le contrôle de la source et la protection des récepteurs sont acceptables et que l’AOA indique que le RNS peut être approprié pour le site, appliqué seul ou de concert avec d’autres mesures d’assainissement, la stratégie de gestion du risque élaborée à l’étape 7 peut alors être mise en œuvre à l’étape 8. La mise en œuvre de la stratégie de gestion du risque comprend la réalisation d’un PA ou d’un PGR et d’un plan de gestion de l’environnement. Cette étape comprend également la surveillance du rendement du RNS tel que prévu dans le contexte de la gestion adaptative et la mise en œuvre d’un plan d’intervention d’urgence, au besoin. Des orientations additionnelles et des ressources supplémentaires sont fournies dans le Cadre d’évaluation et de gestion des sites aquatiques contaminés (FCSAP 2021c).

6.1 Suivi du rendement

En raison de la période potentiellement longue d’assainissement inhérente à l’approche du RNS, il existe un potentiel élevé de migration des contaminants et d’autres incertitudes inhérentes à l’approche de RNS. Par conséquent, une surveillance rigoureusement conçue est impérative pour réussir à mettre en œuvre le RNS. La conception du plan de surveillance et d’échantillonnage aux fins de l’évaluation du rendement ainsi que l’élaboration d’un plan d’intervention d’urgence sont des éléments clés du processus de RNS. La surveillance du rendement à l’étape 8 n’est pas considérée comme un suivi à long terme (SLT); toutefois, les principes de base de l’élaboration d’un programme de surveillance du rendement peuvent être tirés du document d’orientation sur le SLT (PASCF 2013a).

La surveillance du rendement doit reposer sur les données provenant 1) d’emplacements de référence en amont du site contaminé, 2) d’emplacements au cœur de la contamination, 3) d’emplacements situés près de la périphérie et 4) d’emplacement en aval de la zone contaminée. En choisissant soigneusement les emplacements à surveiller et en choisissant les types d’échantillons à inclure, un plan de surveillance du rendement idéal devrait :

• démontrer que le rétablissement naturel s’effectue ou non selon les attentes;
• déceler en temps opportun les changements dans les conditions physiques et chimiques du site qui pourraient réduire l’efficacité du RNS;
• déceler des produits de transformation toxiques et/ou mobiles;
• vérifier l’absence d’effets inacceptables sur les récepteurs;
• détecter les nouveaux rejets de contaminants dans l’environnement susceptibles d’engendrer un risque ou de réduire l’efficacité du RNS;
• vérifier si les objectifs d’assainissement ont été atteints;
• vérifier que la zone de contamination ne s’étend pas;
• démontrer l’efficacité de la protection des récepteurs;
• fournir des données étayant une décision de mettre fin aux activités ou de mettre en œuvre le plan d’intervention d’urgence, au besoin;
• d’intervenir en prenant les mesures appropriées si le RNS s’avère inadéquat.

Les buts et objectifs du plan de surveillance du rendement doivent être clairs. En outre, facteur important, des mécanismes institutionnels et financiers pour le maintien du programme de surveillance doivent être établis dans le plan d’assainissement ou dans d’autres documents relatifs au site, s’il y a lieu. La collecte des données doit être effectuée selon une compréhension préétablie de la façon dont on utilisera l’information pour évaluer l’atteinte des objectifs d’assainissement et la réussite de l’approche de RNS. Les principales composantes du programme de surveillance comprennent le nombre et le type d’échantillons, les emplacements des activités de surveillance, la fréquence d’échantillonnage et les paramètres surveillés.

Le cadre de surveillance du rendement devrait prévoir l’établissement d’un ensemble solide et défendable de méthodologies et de paramètres permettant de mesurer les progrès accomplis dans l’atteinte des objectifs d’assainissement. Le programme de surveillance du rendement doit définir l’efficacité statistique souhaitée, ainsi que la nature des tests statistiques qui doivent être effectués. Il est ensuite possible de s’appuyer sur l’efficacité souhaitée pour déterminer le nombre minimal d’échantillons requis afin d’atteindre ce niveau de confiance dans les données (Magar et al. 2009).

Dans le cas de l’eau interstitielle et de la matrice de sédiments, le nombre d’échantillons et d’emplacements d’échantillonnage doit être suffisant pour permettre d’analyser la distribution horizontale et verticale des contaminants et de prédire les déplacements des contaminants et leur répartition spatiale au fil du temps. La surveillance la plus courante des contaminants dans les sédiments et l’eau interstitielle s’effectue dans l’horizon biologiquement actif des sédiments, qui a habituellement de 5 à 10 cm d’épaisseur dans les systèmes d’eau douce, mais qui peut avoir jusqu’à 1 m d’épaisseur dans les estuaires et les milieux marins (U.S. EPA 2014). On devrait envisager de procéder au carottage des sédiments afin de déterminer la stratigraphie aux emplacements de surveillance. Il faut assurer une surveillance des sédiments et/ou de l’eau interstitielle non contaminés à proximité de la zone contaminée pour veiller à ce qu’une tendance à la baisse des concentrations de contaminants ne résulte pas d’une migration horizontale ou verticale à partir de la zone contaminée initiale. La stratégie d’échantillonnage doit comprendre l’échantillonnage des sédiments à des emplacements de référence permettant d’établir des concentrations de fond, dans la zone contaminée et à des emplacements en périphérie de cette dernière; cela permettra d’évaluer de manière exhaustive les profils de dispersion ou de migration des contaminants. Un guide technique pour la planification et la mise en œuvre d’un programme d’échantillonnage sur le terrain des sédiments et de l’eau interstitielle a été élaboré (EC 2002a, 2002b).

Les échantillons de sédiments peuvent être obtenus au moyen de plusieurs techniques (p. ex. EC 2010, CCME 2016). EC (2010) décrit les critères de sélection des dispositifs d’échantillonnage des sédiments (p. ex. benne de prélèvement ou carottier) selon la profondeur et le volume des échantillons de sédiments souhaités, la résolution stratigraphique requise et les méthodes de manutention et d’analyse des échantillons. Il est également possible d’obtenir des consignes sur les méthodes d’échantillonnage de l’eau interstitielle, par exemple l’utilisation de cellules de dialyse (Teasdale et al. 1995), la filtration par succion, la dialyse, l’utilisation d’échantillonneurs à résine et à gel et la centrifugation (U.S. EPA 2001). Veuillez consulter la section suivante, 6.2 pour plus de renseignements sur les paramètres d’échantillonnage.

6.2 Paramètres d’échantillonnage

Les paramètres choisis pour l’échantillonnage de confirmation dans le contexte du RNS sont propres à chaque site et à chaque contaminant et ils dépendent des objectifs d’AGR. Les paramètres mesurés doivent pouvoir décrire le comportement des contaminants d’intérêt, déterminer s’il y a exposition inacceptable des récepteurs humains ou écologiques, fournir des données directement liées à des hypothèses afin de permettre le perfectionnement du MCS, et vérifier si le rétablissement s’effectue dans les délais prévus. À titre d’exemple, les paramètres appropriés pour analyser un site contaminé par l’arsenic sont présentés ci-dessous.

Eau interstitielle

• Fréquence des activités de surveillance : saisonnière, rajustement en fonction des résultats.
• Nombre et emplacement des échantillons :
  • Nombre statistiquement significatif d’échantillons permettant de délimiter l’ensemble de la zone de contamination et provenant d’emplacements de référence.
  • Eau interstitielle obtenue des strates appropriées (p. ex. à des intervalles de 1 à 2 cm de l’interface sédiments/eau) pour la démonstration du front redox.
• Paramètres de surveillance :
  • Arénite et arséniate :
    • Fe, MN dissous
    • Oxygène dissous
    • Potentiel redox
    • Carbone inorganique dissous
      • pH
      • SO₄^2-
      • NO₃^-
      • Fe2+
      • CH₄
      • CO₂
      • Mn²⁺
    • Apports d’eau souterraine
    • Apport de nutriments (P total et biodisponible)
    • Carbone organique total
    • pH

Matrice de sédiments

• Fréquence des activités de surveillance : analyse saisonnière, rajustement en fonction des résultats.
• Nombre et emplacement des échantillons : nombre statistiquement significatif de carottes couvrant la totalité de la zone de contamination. Sédiments obtenus des strates appropriées (p. ex. à des intervalles de 1 à 2 cm de l’interface sédiments/eau) pour la démonstration du front redox.
• Paramètres de surveillance :
  • Arénite et arséniate :
    • Fe, Mn totaux
    • Sulfures et phosphore totaux
    • Carbone organique total
    • Granulométrie

Récepteurs écologiques

• Fréquence des activités de surveillance : fréquence d’échantillonnage en fonction de l’analyse du risque,
• Nombre et emplacement des échantillons : nombre statistiquement significatif d’échantillons pour permettre l’évaluation du gradient de contamination.
• Paramètres de surveillance :
  • Arsenic total (eau de surface)
    • Fe, Mn totaux
    • Sulfures et phosphore totaux
    • Carbone organique total
  • Spéciation de l’arsenic (biote)
    • Abondance et diversité (invertébrés benthiques)
    • Mesures de la santé des poissons

6.3 Durée et fréquence de l’échantillonnage

La surveillance du rendement se poursuit tant que la contamination demeure supérieure aux niveaux acceptables, jusqu’à ce que les objectifs d’AGR propres au site soient atteints. La fréquence de l’échantillonnage dépend d’un éventail de facteurs, notamment les types de contaminants et le niveau de risque occasionné par les concentrations restantes sur le site. Le plan de surveillance du rendement doit permettre une certaine souplesse quant à la fréquence d’échantillonnage : cette fréquence peut être réduite lorsque la situation est stable, ou accrue lorsque les conditions changent (c.-à-d. prise en compte des principes de la gestion adaptative). Lors de chaque activité d’échantillonnage, il est possible d’évaluer le rendement du RNS en comparant les résultats de la surveillance aux prédictions faites dans le MCS et la stratégie d’AGR. Si l’assainissement progresse comme prévu, la mise en œuvre du RNS peut se poursuivre. Si, à un moment quelconque pendant les activités de surveillance, les données montrent que le RNS ne permet pas de faire progresser l’assainissement dans les délais prévus, il faut mettre en application un plan d’intervention d’urgence.

Pour les sédiments contaminés, la première année de surveillance du rendement devrait comporter un échantillonnage saisonnier permettant d’évaluer le rendement des processus de RNS qui sont en action sur l’ensemble de l’année. La fréquence d’échantillonnage peut être réduite à une fois par année ou aux deux ans lorsque les processus de RNS sont les plus actifs, une fois que les variations saisonnières du rétablissement naturel sont suffisamment comprises. Si les objectifs ne sont pas atteints, il pourrait être justifié de prendre des mesures d’assainissement additionnelles et d’envisager de modifier la stratégie d’AGR.

7 Échantillonnage de confirmation

Une fois les objectifs d’AGR atteints, il convient d’effectuer un échantillonnage supplémentaire de confirmation (faisant partie de l’étape 9) qui devrait se poursuivre pendant une période prédéterminée afin de vérifier que les concentrations sont stables et demeurent en deçà du seuil des niveaux acceptables, et que le site ne présente aucun autre risque pour l’environnement ou pour la santé humaine. L’échantillonnage de confirmation pendant cette période ne peut pas être plus fréquent qu’au cours de la surveillance du rendement et il devrait être établi en fonction des résultats de la surveillance du rendement. La dernière activité d’échantillonnage (étape 9) dans le processus de RNS est axée sur l’établissement de critères de sortie et la décision de gestion connexe de fermeture du site (PASCF 2013a).

8 Surveillance à long terme et fermeture du site

Lorsque l’échantillonnage de confirmation a démontré que le niveau de contamination est stable et égal ou inférieur à l’objectif d’AGR, un SLT (étape 10) peut aussi être mis en œuvre comme partie intégrante de la décision générale relative à la gestion du site avant sa fermeture. Dans les cas où le suivi du rétablissement naturel surveillé (RNS) est choisi pour être appliqué dans le cadre de l’approche d’assainissement, les concepts d’élaboration du plan et de mise en œuvre du SLT, tels qu’ils sont décrits dans le document d’orientation sur le SLT du PASCF, peuvent être consultés durant la conception de la surveillance du rendement du RNS (PASCF 2013a). Comme dans le cas des autres stratégies d’assainissement, il est possible de mettre fin au SLT pour un site lorsqu’on peut démontrer clairement que les objectifs d’AGR ont été atteints, et qu’il est certain que la contamination ne posera pas de risque inacceptable pour les récepteurs humains ou écologiques dans un avenir prévisible et qu’aucune autre mesure de gestion n’est nécessaire (PASCF 2021c).

Dans les cas où l’on a eu recours à des processus d’isolement physique ou d’enfouissement pour réduire les niveaux de contaminants, le site peut être fermé après qu’il a été démontré que les sédiments sont stables pendant de longues périodes, même après des événements à énergie élevée (PASCF 2013a). Comme dans le cas des autres mesures d’assainissement ou de gestion du risque, la fermeture classique d’un site sans prise de mesures supplémentaires ne sera pas toujours réalisable dans tous les sites où le RNS a été appliqué (Magar et al. 2009). En conséquence, il se peut que l’on doive mettre en œuvre un plan d’intervention d’urgence et établir une stratégie de SLT complémentaire. Actuellement, les consignes relatives à la fermeture d’un site sont données dans le Document d’orientation pour l’outil de fermeture des sites dans le cas des sites contaminés fédéraux (PASCF 2022a).

9 Réussite de la mise en application du RNS

Le recours au RNS comme approche officielle d’AGR a été limité jusqu’à présent, mais Magar et al. (2009) donnent plusieurs exemples d’utilisation du RNS dans des environnements d’eau douce et d’eau de mer aux États-Unis. Depuis la parution de cette étude, d’autres publications soumises à l’examen des pairs ont examiné l’efficacité du RNS dans des ports de mer du Canada. Par exemple, le potentiel d’utilisation du RNS dans un environnement de port maritime a été examiné pour le port de Sydney, en Nouvelle-Écosse. Le port a été contaminé par des hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP), des biphényles polychlorés (BPC) et des métaux provenant d’une usine de cokéfaction et d’acier dont les contaminants étaient rejetés dans les étangs de goudron de Sydney et atteignaient le port par la suite (Walker et al. 2013). Après la confirmation du contrôle de la source et la mise en œuvre de mesures physiques d’assainissement, les concentrations de HAP et de BPC ont été modélisées (Smith et al. 2009) et il a été démontré que les processus de RN avaient entraîné une réduction des concentrations de contaminants dans les sédiments superficiels (Walker et al. 2013). La réduction correspondante du risque a été documentée par la diminution des concentrations de contaminants dans le biote résident (Walker et al. 2013b; 2013c).

Nadeau (2008) a examiné trois études de cas effectuées aux États-Unis où le RNS avait été utilisé, généralement de concert avec d’autres mesures correctives. Le RNS a été appliqué à la suite d’une contamination par le mercure dans la baie Bellingham (État de Washington), d’une contamination par les BPC dans la rivière Grasse (État de New York) et d’une contamination par des HAP dans la baie Commencement (État de Washington).

Au Canada, il est possible de citer au moins deux autres cas importants, où le suivi est toujours en cours, pour illustrer l’efficacité du RNS dans des environnements portuaires. Ces deux cas, à savoir la baie Saglek (Labrador) et le port d’Halifax (Nouvelle-Écosse), sont présentés ci-dessous; des sources additionnelles à consulter à leur sujet sont également indiquées.

10 Résumé du processus de RNS

On trouvera ci-après un résumé des éléments faisant partie intégrante d’un processus de RNS efficace.

Faisabilité

On peut appliquer le RNS dans les cas suivants

• lorsque la source de contamination est contrôlée;
• lorsque les essais sur le site montrent que des processus de rétablissement naturel sont en cours;
• lorsqu’il est possible de gérer les risques pour les récepteurs. Si ce n’est pas possible, le RNS pourrait être combiné à d’autres techniques;
• lorsqu’un long délai d’assainissement est acceptable dans les circonstances entourant le site contaminé.

Temps d’assainissement

• Le temps nécessaire pour l’assainissement doit être évalué avant le choix du RNS comme démarche d’assainissement. Le RNS devrait pouvoir permettre d’atteindre les objectifs d’assainissement dans un délai maximal de 20 ans.

Caractérisation du site

• Une caractérisation poussée du site est nécessaire dans le cadre de toute évaluation ou démonstration du RNS.

Modèle conceptuel du site

• Il faut élaborer un modèle conceptuel détaillé propre au site aux fins de la démonstration du RNS, pour établir que l’on a une compréhension claire de la contamination, de la migration, des voies d’exposition et des récepteurs, ainsi que pour définir les risques. Lorsqu’on procède à la modélisation, il faut utiliser les données propres au site, en particulier pour des éléments clés tels que les taux de sédimentation ou de sorption. Il faudrait aussi prendre en considération les répercussions du changement climatique sur l’un ou l’autre de ces facteurs dans le MCS. La modélisation peut servir à perfectionner le MCS sur le plan quantitatif, à déterminer la trajectoire des processus de rétablissement naturel à l’œuvre et à prévoir avec plus d’exactitude le temps requis pour l’assainissement.

Source de données

• De multiples sources de données sont nécessaires pour étayer l’utilisation du RNS sur un site. Le RNS est généralement étayé par quatre sources de données : la transformation chimique, la diminution de la mobilité ou de la biodisponibilité, l’isolement physique et la dispersion.

Plan de surveillance

• Le plan de surveillance est propre au site et aux contaminants présents. Le cadre de surveillance devrait permettre une analyse statistique de l’évolution des conditions du site et des progrès réalisés par rapport aux objectifs d’assainissement. La surveillance doit reposer sur les données provenant d’emplacements de référence en amont du site contaminé, d’emplacements au cœur de la contamination et d’emplacements situés près de la périphérie et en aval de la zone contaminée. Il faut déterminer la répartition horizontale et verticale des contaminants afin de prédire leur déplacement et la répartition spatiale de la contamination au fil du temps. Un échantillonnage saisonnier devrait être jugé nécessaire jusqu’à ce que l’on parvienne à une compréhension adéquate des variations saisonnières. La fréquence d’échantillonnage peut être réduite si les résultats montrent qu’il convient de le faire. La SLT ne fait pas partie du RNS, mais on élabore un plan de SLT lorsque le RNS est choisi comme mesure corrective, afin d’assurer des échantillonnages de suivi post-confirmation destinés à démontrer la stabilité du site.

11 Conclusion

Le rétablissement naturel surveillé (RNS) peut être une démarche efficace et durable pour l’assainissement des sédiments contaminés dans les cas où la source de contamination est contrôlée, où les processus de rétablissement naturel sont solides et où les risques potentiels pour les récepteurs humains et écologiques peuvent être gérés de façon acceptable. Le RNS est le plus souvent combiné avec d’autres stratégies d’assainissement, et son application est la plus appropriée lorsque les sédiments sont stables et ne sont pas susceptibles d’être remis en suspension. Le RNS est particulièrement approprié dans le cas des habitats vulnérables où la mise en œuvre d’autres activités d’assainissement pourrait causer des dommages environnementaux supplémentaires inacceptables, ce dernier facteur étant déterminé à l’aide d’outils tels que l’analyse du cycle de vie (ACV). Le RNS est pertinent pour les étapes 7 à 9 du cadre décisionnel en dix étapes (PASCF, 2025), après la caractérisation du site et l’élaboration d’un MSC complet, mais il peut également être considéré comme une option d’assainissement dès l’étape 3 (programme d’essais initiaux/phase II de l’EES). Bien que les coûts associés au RNS puissent être plus ou moins comparables à ceux d’autres méthodes d’assainissement comme le dragage ou le recouvrement, 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’une surveillance de confirmation. En règle générale, de multiples sources de données sont utilisées pour étayer le recours au RNS dans un site, notamment les quatre principaux mécanismes de rétablissement : la transformation chimique, la diminution de la mobilité ou de la biodisponibilité, l’isolement physique et la dispersion. Au cours de l’élaboration du RNS comme stratégie d’assainissement, il faut envisager et élaborer comme il se doit des plans d’intervention d’urgence (à appliquer si les buts de l’assainissement ne sont pas atteints) et des plans de surveillance à long terme. L’applicabilité du RNS comme méthode d’assainissement a été prouvée 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 dans l’environnement aquatique.

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Annexe A – guides techniques et protocoles existants concernant le RNS

Annexe B – modèles informatiques choisis pouvant être utilisés dans le cadre du RNS