Document d'orientation sur l'évaluation du risque écotoxicologique

DOCUMENT D’ORIENTATION SUR L’ÉVALUATION

DU RISQUE ÉCOTOXICOLOGIQUE POUR LES SITES CONTAMINÉS

Le Conseil canadien des ministres de l’environnement (CCME) est le principal forum intergouvernemental qui, sous la direction des ministres, mène une action concertée dans des dossiers environnementaux d’intérêt national et international. Le Conseil canadien des ministres de l’environnement 123, Main St., bur. 360 Winnipeg (Manitoba) R3C 1A3 Téléphone : (204) 948-2090 Télécopieur : (204) 948-2125 Courriel : [email protected] Site Web : www.ccme.ca This document is also available in English.

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TABLE DES MATIÈRES 1

LISTE DES TABLEAUX .......................................................................................v 2

LISTE DES FIGURES .......................................................................................... vi 3

SIGLES, ACRONYMES ET ABRÉVIATIONS .................................................... vii 4

REMERCIEMENTS ...............................................................................................x 5

GLOSSAIRE ........................................................................................................ xi 6

1. INTRODUCTION .................................................................................... 1-1 7

1.1. Contexte ...................................................................................... 1-1 8 1.2. Raison d’être des ÉRÉ................................................................. 1-1 9 1.3. Utilisation de l’ÉRÉ dans les sites contaminés ............................ 1-1 10 1.4. Communication avec les intervenants ......................................... 1-2 11 1.5. Introduction au cadre de référence de l’ÉRÉ ............................... 1-2 12 1.6. Méthode itérative appliquée à l’évaluation du risque ................... 1-1 13 1.7. Portée des directives ................................................................... 1-1 14

1.7.1. Exhaustivité ................................................................................. 1-1 15 1.7.2. Structure du document................................................................. 1-2 16 1.7.3. Autres sources de directives ........................................................ 1-2 17

2. ÉNONCÉ DU PROBLÈME ..................................................................... 2-4 18

2.1. Introduction .................................................................................. 2-4 19 2.1.1. But ............................................................................................... 2-4 20 2.1.2. Aperçu de l’énoncé du problème ................................................. 2-4 21

2.2. Questions à examiner .................................................................. 2-7 22 2.2.1. Objectifs de gestion du site .......................................................... 2-7 23

2.2.1.1. Détermination des grands objectifs de l’évaluation .................. 2-8 24 2.2.2. Contexte réglementaire.............................................................. 2-14 25 2.2.3. Examen des renseignements existants sur les sites ................. 2-16 26 2.2.4. Contaminants potentiellement préoccupants ............................. 2-17 27

2.2.4.1. Sources de CP ....................................................................... 2-17 28 2.2.4.2. Sélection des CP ................................................................... 2-18 29 2.2.4.3. Caractéristiques des CP ........................................................ 2-25 30

2.2.5. Composante valorisée de l’écosystème..................................... 2-27 31 2.2.5.1. Compilation de renseignements ............................................ 2-28 32 2.2.5.2. Détermination des types de récepteurs ................................. 2-29 33 2.2.5.3. Critères de sélection des RP pour les CVÉ de substitution ... 2-35 34 2.2.5.4. Prise en compte des RP dans l’énoncé du problème ............ 2-37 35

i

2.2.6. Voies d’exposition ...................................................................... 2-38 36 2.2.7. Modèle conceptuel de site (MCS) .............................................. 2-43 37

2.3. Conception et planification de l’ÉRÉ .......................................... 2-49 38 2.3.1. Objectifs de protection et niveaux d’effet acceptable ................. 2-52 39 2.3.2. Paramètres d’évaluation ............................................................ 2-54 40 2.3.3. Paramètres de mesure .............................................................. 2-55 41

2.3.3.1. Critères de sélection des paramètres de mesure .................. 2-56 42 2.3.3.2. Niveau d’organisation : organisme, population, communauté 2-56 43 2.3.3.3. Types d’effets utilisés pour les paramètres de mesure .......... 2-58 44

2.3.4. Éléments de preuve ................................................................... 2-62 45 2.3.4.1. Définition d’un ÉDP ................................................................ 2-62 46 2.3.4.2. Organisation des ÉDP ........................................................... 2-63 47 2.3.4.3. Sélection des ÉDP ................................................................. 2-65 48 2.3.4.4. Application des ÉDP .............................................................. 2-66 49

2.3.5. Stratégie générale de l’ÉRÉ ....................................................... 2-66 50 2.3.5.1. Plan contrôle-impact ou plan par gradient ............................. 2-68 51

2.3.6. Plan d’échantillonnage et d’analyse ........................................... 2-70 52 2.3.7. Communication et examen ........................................................ 2-75 53

2.4. Incertitudes et lacunes dans les données dans l’énoncé du problème54 ................................................................................................... 2-75 55

3. ÉVALUATION DE L’EXPOSITION ........................................................ 3-1 56

3.1. Introduction .................................................................................. 3-1 57 3.1.1. Objectif ......................................................................................... 3-1 58 3.1.2. Vue d’ensemble de l’évaluation de l’exposition ............................ 3-1 59

3.2. Mesure directe et estimation ........................................................ 3-4 60 3.2.1. Mesure directe et estimation dans un milieu abiotique ................ 3-4 61 3.2.2. Mesure directe et estimation dans les tissus ............................... 3-5 62

3.3. Types de mesure de l’exposition ................................................. 3-7 63 3.3.1. Milieu d’exposition externe ........................................................... 3-8 64

3.3.1.1. Sol ........................................................................................... 3-1 65 3.3.1.2. Eau de surface ......................................................................... 3-5 66 3.3.1.3. Eau souterraine ....................................................................... 3-7 67 3.3.1.4. Sédiments et eau interstitielle des sédiments .......................... 3-9 68 3.3.1.5. Air et vapeur .......................................................................... 3-11 69 3.3.1.6. Tissus consommés dans l’alimentation ................................. 3-12 70

3.3.2. Milieu d’exposition interne .......................................................... 3-13 71 3.3.3. Estimation de la dose totale ....................................................... 3-15 72

3.4. Au-delà des estimations ponctuelles de l’exposition .................. 3-21 73 3.4.1. Méthodes spatiales partiellement explicites ............................... 3-21 74 3.4.2. Méthodes spatiales explicites .................................................... 3-22 75

4. ÉVALUATION DES EFFETS ............................................................... 4-23 76

ii

4.1. Introduction ................................................................................ 4-23 77 4.1.1. Objectif ....................................................................................... 4-23 78 4.1.2. Vue d’ensemble de l’évaluation des effets ................................. 4-24 79

4.2. Catégories de mesures pour l’évaluation des effets .................. 4-27 80 4.2.1. Études contrôlées propres au site ............................................. 4-30 81 4.2.2. Information toxicologique indirecte issue d’études contrôlées ... 4-32 82 4.2.3. Études sur le terrain propres au site .......................................... 4-35 83 4.2.4. Information indirecte issue d’études sur le terrain ...................... 4-38 84

4.3. Questions relatives au récepteur ............................................... 4-40 85 4.4. Au-delà des estimations ponctuelles de toxicité ........................ 4-42 86

4.4.1. Questions à considérer .............................................................. 4-42 87 4.4.2. Distribution de la sensibilité des espèces (DSE) ........................ 4-43 88

4.5. Facteurs d’incertitude et extrapolation ....................................... 4-46 89

5. CARACTÉRISATION DU RISQUE ........................................................ 5-1 90

5.1. Introduction .................................................................................. 5-1 91 5.1.1. Objectif ......................................................................................... 5-1 92 5.1.2. Aperçu des étapes ....................................................................... 5-2 93

5.2. Étape 1 – Vérifier la pertinence .................................................... 5-3 94 5.2.1. Revoir l’ensemble des besoins en matière d’évaluation .............. 5-4 95 5.2.2. Apporter des modifications pertinentes ........................................ 5-5 96

5.3. Étape 2 – Interpréter et évaluer chaque ÉDP .............................. 5-7 97 5.3.1. Quotients de danger et indices de danger ................................... 5-8 98

5.3.1.1. Erreurs courantes d’application ............................................. 5-10 99 5.3.1.2. Interprétation des quotients de danger .................................. 5-11 100 5.3.1.3. Lien des QD avec les unités spatiales ................................... 5-12 101 5.3.1.4. Indices de danger et QD pour plusieurs substances ............. 5-13 102

5.3.2. Relations concentration-réponse ............................................... 5-15 103 5.3.2.1. Définition ................................................................................ 5-15 104 5.3.2.2. Avantages .............................................................................. 5-16 105 5.3.2.3. Désavantages ........................................................................ 5-16 106 5.3.2.4. Application ............................................................................. 5-17 107

5.3.3. Conditions de référence ou de surveillance ............................... 5-19 108 5.3.4. Plans d’étude par gradient ......................................................... 5-23 109 5.3.5. Techniques multivariées ............................................................ 5-24 110

5.3.5.1. Définition ................................................................................ 5-24 111 5.3.5.2. Avantages et désavantages ................................................... 5-26 112

5.3.6. Méthodes probabilistes .............................................................. 5-27 113 5.4. Étape 3 – Préparer un sommaire des données compilées ........ 5-28 114 5.5. Étape 4 – Appliquer la procédure de détermination du poids de la preuve115

................................................................................................... 5-31 116 5.5.1. Objet du cadre de travail et type de PP ..................................... 5-32 117

iii

5.5.2. Principaux attributs utilisés pour évaluer les ÉDP ...................... 5-35 118 5.5.2.1. Ampleur de la réponse ........................................................... 5-36 119 5.5.2.2. Causalité ................................................................................ 5-36 120 5.5.2.3. Pertinence écologique ........................................................... 5-37 121 5.5.2.4. Attribut d’incertitude ............................................................... 5-37 122

5.5.3. Cote ou classement des attributs ............................................... 5-38 123 5.5.4. Évaluation intégrée par paramètre d’évaluation ......................... 5-40 124

5.6. Étape 5 – Évaluer les incertitudes de l’ÉRÉ ............................... 5-46 125 5.6.1. Définition des incertitudes .......................................................... 5-47 126 5.6.2. Évaluation des répercussions des incertitudes .......................... 5-48 127 5.6.3. Intégration des incertitudes dans la caractérisation du risque ... 5-48 128 5.6.4. Détermination de la valeur de la réduction de l’incertitude – Quand 129

approfondir l’estimation du risque .............................................. 5-50 130 5.7. Étape 6 – Extrapoler et interpoler .............................................. 5-52 131 5.8. Étape 7 (facultative) – Élaborer des normes propres au site ..... 5-54 132

5.8.1. Points à considérer dans l’élaboration de normes d’assainissement 133 propres à un site ........................................................................ 5-54 134

5.8.1.1. Milieux appropriés sur le site ................................................. 5-54 135 5.8.1.2. Contaminants appropriés ....................................................... 5-55 136 5.8.1.3. Voies d’exposition à la contamination .................................... 5-55 137 5.8.1.4. Échelle spatiale ...................................................................... 5-55 138 5.8.1.5. Facteurs de modification ........................................................ 5-56 139 5.8.1.6. Autorisation et application ...................................................... 5-56 140

5.8.2. Méthodes pour l’élaboration de normes d’assainissement propres à un 141 site ............................................................................................. 5-57 142

5.9. Étape 8 – Résumer les conclusions sur le risque ...................... 5-58 143 5.10. Étape 9 – Prévoir des mesures de suivi..................................... 5-59 144

6. BIBLIOGRAPHIE ................................................................................... 6-1 145

146

iv

LISTE DES TABLEAUX 147

Tableau 2-1. Types de récepteurs et exemples de récepteurs pour des CVÉ 148 de substitution dans les écosystèmes aquatiques .................... 2-31 149

Tableau 2-2. Types de récepteurs et exemples de récepteurs pour des CVÉ 150 de substitution dans les écosystèmes terrestres ...................... 2-32 151

Tableau 2-3. Modèle servant au choix et à la justification d'un RP en milieu 152 aquatique ....................................................................................... 2-33 153

Tableau 2-4. Modèle servant au choix et à la justification d’un RP en milieu 154 terrestre.......................................................................................... 2-34 155

Tableau 2-5. Exemple1de tableau servant à justifier le choix des voies 156 d’exposition dans les écosystèmes aquatiques ........................ 2-41 157

Tableau 2-6. Exemple1 de tableau servant à justifier le choix des voies 158 d’exposition dans les écosystèmes terrestres ........................... 2-42 159

Tableau 2-7. Exemple de paramètres d’évaluation, de paramètres de mesure 160 et d’éléments de preuve ............................................................... 2-51 161

Tableau 2-8. Types d’effets et leur degré d’acceptabilité pour la sélection des 162 paramètres de mesure selon diverses autorités compétentes . 2-60 163

Tableau 2-9. Avantages et inconvénients de certains types d’effets comme 164 paramètres de mesure .................................................................. 2-61 165

Tableau 2-10. Modèle de liste de contrôle pour un plan d’échantillonnage et 166 d’analyse ........................................................................................ 2-72 167

Tableau 3-1. Échantillonnage des milieux d’exposition externe ............ 3-10 168

Tableau 4-1. Exemples de mesures d’évaluation des effets et catégories4-28 169

Tableau 4-2. Fréquence d’utilisation des divers types de mesures 170 d’évaluation des effets pour chaque groupe de récepteurs ...... 4-41 171

Tableau 5-1. Exemple de critères utilisés pour accorder une cote aux 172 attributs des principaux types d’éléments de preuve ................ 5-41 173

Tableau 5-2. Exemple de tableau sommaire de détermination du PP 174 (écosystème terrestre) par paramètre d’évaluation ................... 5-43 175

Tableau 5-3. Exemple de tableau sommaire de détermination du PP 176 (écosystème aquatique) par paramètre d’évaluation ................. 5-44 177

178

179

v

LISTE DES FIGURES 180

Figure 1-1. Cadre générique de l’évaluation du risque écotoxicologique1-3 181

Figure 1-2. Méthode fondée sur le poids de la preuve pour l’évaluation du 182 risque écotoxicologique ................................................................. 1-5 183

Figure 2-1. Cadre d’évaluation des risques pour l’environnement mis au 184 point par Cormier et Suter (2008) ................................................ 2-10 185

Figure 2-2. Exemple de modèle conceptuel sous forme de représentation 186 illustrée 2-43 187

Figure 2-3. Exemple de modèle conceptuel sous forme de graphique de 188 cheminement 2-44 189

Figure 2-4. Exemple de modèle conceptuel de site sur mesure 2-45 190

Figure 2-5. Relations conceptuelles entre les paramètres d’évaluation, les 191 paramètres de mesure et les éléments de preuve 2-48 192

Figure 5-1. Illustration de l’approche des conditions de référence pour les 193 communautés d’invertébrés (Reynoldson et coll., 2006) .......... 5-22 194

Figure 5-2. Classification des méthodes de détermination du PP dans 195 l’évaluation du risque (Linkov et coll., 2009) .............................. 5-33 196

197

198

199

200

201

vi

SIGLES, ACRONYMES ET ABRÉVIATIONS 202

ACC analyse de correspondance canonique

ACP analyse en composantes principales

ACR approche des conditions de référence

ADME absorption, distribution, métabolisme et élimination

ANOVA analyse de la variance

ART approche axée sur les résidus dans les tissus

AQ assurance de la qualité

ASTM American Society for Testing and Materials

BPC biphényle polychloré

CCME Conseil canadien des ministres de l’environnement

CDp concentration dangereuse (à laquelle on suppose qu’un certain pourcentage [p] de la population serait touché)

CEx concentration effective, avec X pour cent d’organismes touchés

CEC capacité d’échange cationique

CERCLA Comprehensive Environmental Response, Compensation, and Liability Act (États-Unis)

CI concentration inhibitrice

CIA critère d’information d’Akaike

CL concentration létale

CMPS concentration moyenne pondérée spatialement

CP contaminant préoccupant

CQ contrôle de la qualité

CVÉ composante valorisée de l’écosystème

DDT dichlorodiphényltrichloroéthane

DE dose effective

DI dose inhibitrice

DL dose létale

DMENO/CMENO dose/concentration minimale avec effet nocif observé

DSE distribution de la sensibilité des espèces

DSENO/CSENO dose/concentration sans effet nocif observé

vii

EC Environnement Canada

ÉDP élément de preuve

EESP essai d’extraction sur spécimen physiologique

Eh potentiel d’oxydoréduction

ÉIT évaluation de l’identification de la toxicité

ÉP/PÉA énoncé du problème et plan d’échantillonnage et d’analyse

EPT Éphéméroptères, Plécoptères, Trichoptères, appelés collectivement les taxons EPT (éphémère commun, phrygane, perle)

ÉQPR évaluation quantitative préliminaire du risque

ÉRÉ évaluation du risque écotoxicologique

ERED Environmental Residue-Effects Database (États-Unis)

ÉT équivalent toxique

FA facteur d’absorption

FAA facteur de l’aire d’alimentation

FABS facteur d’accumulation biote-sédiments

FAD facteur d’ajustement de la dose

FBA facteur de bioaccumulation

FBC facteur de bioconcentration

HAP hydrocarbures aromatiques polycycliques

ID indice de danger

Koe coefficient de partage octanol-eau

LEP Loi sur les espèces en péril

LSICM limite supérieure de l’intervalle de confiance de la moyenne

MCS modèle conceptuel du site

MEO ministère de l’Environnement de l’Ontario

MES métaux extraits simultanément

MJP meilleur jugement professionnel

MLB modèle du ligand biotique

MPO Pêches et Océans Canada

NCPS niveau cible propre à un site

NEA niveau d’effet acceptable

NRC National Research Council (États-Unis)

viii

OQD objectif de qualité des données

PÉA plan d’échantillonnage et d’analyse

pH potentiel hydrogène, logarithme négatif de la concentration en ion hydrogène

PP poids de la preuve

PPR partie potentiellement responsable

PSAMP Puget Sound Assessment and Monitoring Program (États-Unis)

QD quotient de danger

RCBA Réseau canadien de biosurveillance aquatique

RCC résidu corporel critique

RCQE Recommandations canadiennes pour la qualité de l’environnement (CCME)

RCQS Recommandations canadiennes pour la qualité des sédiments (CCME)

RCRT Recommandations canadiennes pour les résidus dans les tissus (CCME)

RP récepteur préoccupant

SAB-CS Science Advisory Board (British Columbia Contaminated Sites)

SC Santé Canada

SIG système d’information géographique

SVA sulfures volatils acides

SWAMP Surface Water Ambient Monitoring Program (Californie, États-Unis)

TCCR transparence, clarté, cohérence, caractère raisonnable

TPSGC Travaux publics et Services gouvernementaux Canada

USEPA Environmental Protection Agency (États-Unis)

VTR valeur toxicologique de référence

ZPE zone de préoccupation environnementale

ZPEP zone de préoccupation environnementale potentielle

203

204

ix

205

REMERCIEMENTS 206

CCME remercie les personnes suivants qui ont contribué à la developpement de ce document : 207

Patrick Allard, Azimuth Consulting Group 208 Alena Fikart, Azimuth Consulting Group 209 Martin Gebauer, Gebauer & Associates Ltd. 210 Ryan Hill, Azimuth Consulting Group (auteur principal) 211 Gary Lawrence, Golder Associates Ltd. (auteur principal) 212 Blair Macdonald, Golder Associates Ltd. 213 Cheryl Mackintosh, Azimuth Consulting Group 214 Gary Mann, Azimuth consulting Group (auteur principal) 215 Maggie McConnell, Azimuth Consulting Group 216 Cathy McPherson, Golder Associates Ltd. 217 Beth Power, Azimuth Consulting Group 218

x

219

GLOSSAIRE 220

A priori – Fait référence à une connaissance préétablie d’un état, plutôt qu’à une connaissance 221 découlant d’observations récentes. Dans les ÉRÉ, ce terme est appliqué à la description de 222 connaissances ou de modèles de systèmes biologiques antérieurs à la réalisation des étapes 223 d’analyse de l’évaluation du risque. 224

Aigu – Fait référence à l’obtention d’une réaction environnementale nuisible en un court 225 intervalle. Lorsqu’il est question d’essais toxicologiques, ce terme s’applique aux essais réalisés 226 à l’intérieur d’une courte période, soit généralement moins de 10 % de la durée de vie d’un 227 organisme. À noter cependant que les essais à court terme peuvent être définis comme 228 chroniques plutôt qu’aigus s’ils sont menés pendant un stade de vie sensible. La définition des 229 termes « aigu » et « chronique » varie d’une autorité compétente à l’autre. 230

Ampleur de l’effet – Grandeur absolue ou relative de la réponse pour un paramètre de mesure. 231

Analyse de correspondance – Méthode statistique à plusieurs variables (analyse multivariée) 232 semblable dans sa conception à l’analyse en composantes principales, où les données sont 233 proportionnées de façon à traiter les rangs et les colonnes de manière équivalente. 234

Analyse de la variance (ANOVA) – Méthode statistique à une seule variable dépendante qui 235 permet d’établir des comparaisons et d’examiner les effets d’un ou de plusieurs facteurs discrets 236 (variables indépendantes), dont chacun peut comporter un certain nombre de niveaux, et 237 l’interaction de ces facteurs peut influer sur la variable dépendante. 238

Analyse en grappes – Classe de techniques d’analyse statistique applicables à des données 239 présentant des regroupements « naturels » selon une évaluation de l’interdépendance. L’analyse 240 en grappes permet de trier un ensemble de données brutes et de regrouper celles-ci en grappes de 241 cas ou d’observations relativement homogènes. Alors que l’analyse factorielle réduit le nombre 242 de variables en les regroupant pour former un plus petit ensemble de facteurs, l’analyse en 243 grappes réduit le nombre de cas ou d’observations en les regroupant pour former un plus petit 244 ensemble de grappes. 245

Analyse multivariée – Méthode d’analyse statistique englobant l’observation et l’analyse 246 simultanées de plusieurs variables statistiques. Pour l’évaluation du risque écotoxicologique, les 247 méthodes à plusieurs variables les plus courantes sont l’analyse en grappes, l’analyse de 248 correspondance, l’analyse factorielle, l’analyse des composantes principales et la mise à l’échelle 249 multidimensionnelle. 250

Attribut – Caractère d’un paramètre reflétant un aspect de sa valeur qui permet d’éclairer 251 l’évaluation du risque. 252

Biais – Distorsion systématique de l’interprétation de résultats. Dans les ÉRÉ, le biais prend 253 deux formes principales. Dans le cadre de la conception d’une étude ou de l’interprétation des 254 résultats, il revêt un sens péjoratif reflétant le manque d’impartialité d’un praticien qui l’empêche 255

xi

d’examiner objectivement un problème ou une situation donnés. En statistique, il s’agit d’une 256 erreur systématique conduisant à la surévaluation ou à la sous-évaluation de la valeur réelle d’un 257 paramètre. Dans les deux cas, les biais introduisent des erreurs systématiques dans les 258 estimations du risque. 259

Bioaccumulation – Processus par lequel des substances s’accumulent dans les tissus 260 d’organismes vivants, se produisant lorsque la concentration d’un contaminant préoccupant (CP) 261 dans un organisme dépasse la concentration mesurée dans le milieu environnant. Dans une 262 certaine mesure, la plupart des substances s’accumulent dans un organisme, mais peu se 263 bioamplifient. 264

Bioamplification – Processus par lequel la concentration de substances chimiques dans des 265 animaux ou des végétaux augmente en remontant le réseau trophique (p. ex., les prédateurs 266 présentent des concentrations de certaines substances chimiques qui sont plus élevées que chez 267 leurs proies). 268

Caractérisation du risque – Méthode d’estimation de l’ampleur (et, au besoin, de la probabilité) 269 des effets nuisibles à l’environnement qui s’appuie sur des renseignements provenant 270 d’évaluations de l’exposition et des effets. En outre, la caractérisation du risque permet de 271 présenter des renseignements scientifiques complexes dans une forme utile aux gestionnaires du 272 risque, en communiquant les conséquences écologiques déterminées par les estimations du 273 risque, ainsi que les incertitudes qui leur sont associées. 274

Catégorie d’éléments de preuve – Type d’éléments de preuve apparentés dans un cadre 275 d’appréciation du poids de la preuve. 276

Chronique – Fait référence à une longue durée. Dans le contexte des essais de toxicité, ce terme 277 s’applique aux essais auxquels sont soumis des organismes pendant une partie importante de leur 278 vie, p. ex., pendant plus de 10 % du cycle de vie d’un organisme, ou encore au cours d’un stade 279 vital où les organismes sont particulièrement sensibles. La définition du terme « chronique » 280 varie beaucoup. 281

Cohérence – Notion décrivant la correspondance de multiples éléments de preuve; les méthodes 282 appliquées à l’évaluation de la cohérence comprennent des évaluations de la causalité, de la 283 pertinence écologique, des interprétations logiques et du meilleur jugement professionnel. Dans 284 une méthode d’évaluation du poids de la preuve, l’analyse de cohérence s’applique après 285 l’interprétation des résultats à leur « valeur nominale » pour déterminer si les éléments de preuve 286 concordent ou encore s’ils conduisent à une interprétation unifiée des résultats. 287

Composante valorisée de l’écosystème (CVÉ) – Dans le cadre d’une ÉRÉ, composante de 288 l’écosystème qui est susceptible de subir, directement ou indirectement, les effets nocifs de 289 contaminants présents dans un site donné et que l’évaluateur des risques a désignée comme étant 290 l’une des composantes que l’ÉRÉ doit être conçue pour protéger. Tout organisme autre que les 291 humains, toute espèce, population ou communauté et tout habitat ou écosystème peut être une 292 CVÉ. Un récepteur préoccupant peut être une CVÉ, mais peut également être un substitut à une 293 CVÉ ou un élément utile dans un ensemble d’éléments de preuve sans être une CVÉ. Par 294

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exemple, un milieu humide peut être une CVÉ. Plusieurs récepteurs préoccupants peuvent être 295 choisis pour évaluer les principales caractéristiques de ce milieu humide (p. ex., des espèces en 296 péril particulières, une communauté diversifiée de plantes aquatiques, la transformation des 297 éléments nutritifs et la rétention d’eau); ces caractéristiques font ensuite l’objet d’une évaluation 298 pour déterminer le potentiel de risque direct et indirect que présentent certains contaminants pour 299 la CVÉ. 300

Pour être considérée comme telle, une CVÉ doit présenter les propriétés suivantes : 301 • avoir une signification écologique intrinsèque; 302 • avoir de l’importance pour les populations humaines; 303 • avoir une valeur économique ou sociale; 304 • servir de base de référence pour évaluer les effets des changements observés. 305 306 Concentration dangereuse (CDp) – Concentration-seuil issue d’une distribution de la sensibilité 307 des espèces. Cette concentration est établie en tenant compte de la proportion (p pour 308 pourcentage) des espèces affectées et de l’ampleur de l’effet considéré (c.-à-d. degré acceptable 309 de réponse). 310

Concentration-réponse – Relation entre une mesure des effets et l’exposition (mesurée en termes 311 de concentration) pour une gamme de concentrations d’exposition. 312

Concentration au point d’exposition – Valeur représentant une estimation prudente de la dose ou 313 de la concentration chimique, associée à une source de contaminant, à laquelle un organisme se 314 trouve exposé. 315

Contaminants préoccupants (CP) – Contaminants qui feront l’objet de considération dans le 316 cadre de l’ÉRÉ, dont le choix repose généralement sur un énoncé complet du problème. 317

CVÉ de substitution – Récepteur préoccupant (RP) représentatif d’un type de récepteur qui a été 318 choisi comme CVÉ (p. ex., une musaraigne peut servir de CVÉ de substitution pour les 319 mammifères insectivores). Il est possible d’utiliser plus d’un RP de substitution pour représenter 320 une CVÉ donnée. 321

Dichotomique – Adjectif signifiant qu’un paramètre ne peut avoir que deux états possibles. 322

Distribution de la sensibilité des espèces (DSE) – Distribution probabiliste cumulative appliquée 323 à des valeurs de la toxicité pour de multiples espèces. 324

Diversité – Attribut désignant la variation au sein d’une communauté biologique. On associe en 325 général une grande diversité avec des assemblages qui présentent une grande richesse 326 d’organismes (nombre de taxons) et une répartition de l’abondance des groupes taxonomiques. 327 On utilise souvent la diversité comme une mesure de la santé d’un écosystème. Il existe un 328 certain nombre d’indices numériques de la diversité, chacun reposant sur des fondements 329 théoriques différents. 330

Domaine vital – Espace géographique à l’intérieur duquel évolue normalement un organisme; 331 aux fins de l’évaluation de l’exposition, l’activité d’intérêt est généralement l’aire d’alimentation 332 pendant une période définie, p. ex., l’aire d’alimentation pendant la période de reproduction. 333

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Dose minimale avec effet nocif observé (DMENO) – Plus petite quantité ou concentration d’un 334 agent, déterminée par des expériences ou des observations, à l’origine d’une modification de la 335 morphologie, de la capacité fonctionnelle, de la croissance, du développement ou de la durée de 336 vie d’un organisme, d’un système ou d’une (sous-)population, cette modification constituant un 337 effet nocif. Les méthodes d’évaluation de la DMENO varient, mais elles appliquent souvent le 338 critère de signification statistique. 339

Dose-réponse – Relation entre la mesure d’un effet et l’exposition (mesurée en termes de dose) 340 pour une plage de valeurs de dose. 341

Dose sans effet nocif observé (DSENO) – Degré d’exposition auquel ne se manifeste aucune 342 hausse statistiquement ou biologiquement significative de la fréquence ou de la gravité d’effets 343 nocifs chez les organismes ou la population exposés, en comparaison d’un groupe témoin 344 approprié. Certains effets peuvent s’observer à ce degré d’exposition, mais on ne considère pas 345 qu’ils soient nocifs. Les méthodes d’évaluation de la DSNEO varient, mais elles appliquent 346 souvent le critère de signification statistique. 347

Élément de preuve (ÉDP) – Toute correspondance entre des mesures de l’exposition et des effets 348 qui éclaire l’évaluation d’un paramètre d’évaluation précis. Le plus souvent, les éléments de 349 preuve englobent un ou plusieurs paramètres de mesure. Lorsque l’accent est mis sur la mesure 350 d’un effet (p. ex., essai de toxicité), la mesure de l’exposition qui est appariée peut être 351 quantitative (p. ex., concentrations de contaminant) ou catégorielle (p. ex., « sur place » par 352 opposition à « une condition de référence »). 353

Énoncé du problème – Première étape d’une ÉRÉ qui consiste à préciser la nature des questions 354 associées à la contamination dans un site donné et à décrire la façon dont ces questions seront 355 réglées. 356

Erreur de première espèce – Synonyme de faux positif – Rejet de l’hypothèse nulle alors qu’elle 357 est valide. L’erreur de première espèce se produit lorsqu’on observe une différence apparente 358 alors qu’en réalité, il n’en existe pas; cette situation est révélatrice d’une faible spécification d’un 359 test. 360

Erreur de seconde espèce – Synonyme de faux négatif – Probabilité qu’un test ne rejettera pas 361 une hypothèse nulle qui n’est pas valide. La probabilité d’une erreur de seconde espèce est ce 362 qu’on appelle le taux de faux négatif (β). L’erreur de seconde espèce se produit lorsqu’on ne 363 parvient pas à déceler une différence, alors qu’il y en a une; cette situation est révélatrice du peu 364 de sensibilité d’un test. 365

Espèces sauvages – Dans le contexte de l’ÉRÉ, l’expression s’applique généralement aux 366 oiseaux et aux mammifères, mais elle comprend parfois par définition les reptiles et les 367 amphibiens. En règle générale, elle ne s’applique pas aux poissons ni aux invertébrés. 368

Estimation ponctuelle – Valeur numérique unique servant à la représentation de l’état d’une 369 variable aléatoire. Elle comprime tous les éléments de variabilité et d’incertitude relative à 370 l’individu moyen qui sont liés à un paramètre ou à une variable (sans en tenir compte 371 distinctement). 372

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Évaluation de l’exposition – Composante d’une évaluation du risque, pour tout élément de 373 preuve, qui quantifie le degré à partir duquel un organisme est exposé à un stresseur. 374

Évaluation de l’identification de la toxicité (ÉIT) – Outil consistant à déterminer par 375 manipulation physique/chimique d’isoler ou de détecter les substances toxiques dans un milieu 376 d’essai. Un essai biologique, ici un test de toxicité, sert « d’indicateur » pour juger si la 377 manipulation a fait varier la toxicité. 378

Évaluation des effets – Composante d’une évaluation du risque, pour tout élément de preuve, qui 379 caractérise la nature des effets associés à chaque contaminant dans des conditions d’exposition 380 données qui sont pertinentes pour chaque récepteur préoccupant. 381

Évaluation du risque écotoxicologique (ÉRÉ) – Processus d’évaluation des effets nocifs 382 potentiels sur des populations, des communautés et des organismes autres que les humains, en 383 réponse à un stress d’origine humaine. L’ÉRÉ s’appuie sur un cadre formel, une analyse ou une 384 modélisation pour estimer l’effet des actions anthropiques sur les communautés, les populations 385 et les organismes présents dans l’environnement et comprendre l’importance de ces effets au 386 regard des incertitudes relevées dans chacun des volets de l’étude. 387

Extrapolation – Inférence ou estimation obtenues en appliquant une information connue à un 388 domaine (spatial, temporel, biologique ou chimique) non encore étudié ou en établissant des 389 projections d’après cette information. En statistique, l’extrapolation implique une estimation (de 390 la valeur d’une variable hors d’une plage de valeurs connues) à partir de valeurs situées à 391 l’intérieur d’une plage de valeurs connues; cela suppose la formulation d’une hypothèse selon 392 laquelle la valeur estimée découle logiquement des valeurs connues. 393

Facteur d’absorption – Facteur appliqué à l’extrapolation des concentrations de contaminants 394 auxquelles est exposé un milieu abiotique donné à des concentrations dans les tissus d’un 395 organisme. Il existe plusieurs types de facteurs, notamment le FBC, le FBA et le FABS. 396

Facteur d’accumulation dans le biote et les sédiments (FABS) – L’équivalent d’un facteur 397 d’absorption, lorsque le milieu abiotique est constitué de sédiments et lorsque les mesures de la 398 concentration dans les tissus et dans les sédiments sont normalisées selon des bassins de carbone 399 précis (lipides et carbone organique total, respectivement). 400

Facteur d’application – voir Facteur d’incertitude 401

Facteur de bioaccumulation (FBA) – Quotient obtenu en divisant la concentration d’une 402 substance dans un organisme (ou tissu précis) par la concentration de cette substance dans un 403 milieu exposé particulier, p. ex., l’air, la nourriture, les sédiments, le sol, l’eau (définition tirée de 404 l’ASTM, 2011). 405

Facteur de bioconcentration (FBC) – L’équivalent d’un facteur d’absorption, lorsque l’eau 406 (uniquement) est le milieu abiotique auquel l’organisme est exposé. 407

Facteur d’évaluation – voir Facteur d’incertitude 408

Facteur d’extrapolation – voir Facteur d’incertitude 409

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Facteur d’incertitude – Aussi appelé facteur d’application, facteur d’extrapolation ou facteur de 410 sécurité. Il s’agit d’un facteur numérique qui est parfois employé dans l’évaluation des effets et 411 appliqué à des paramètres observés pour calculer une concentration d’exposition en deçà de 412 laquelle aucun effet nocif n’est susceptible de se produire. Ce facteur est appliqué pour atténuer 413 l’incertitude et pour ne pas sous-estimer le risque. À mesure que la qualité et la quantité des 414 données d’essai augmentent, et que leur pertinence pour les organismes d’intérêt se précise, la 415 valeur du facteur d’extrapolation diminue. 416

Faux négatif – Erreur (souvent appelée de deuxième espèce) indiquant qu’une réponse s’est 417 produite, mais qu’elle n’est pas détectée. 418

Faux positif – Erreur (souvent appelée erreur de première espèce) consistant à supposer qu’il 419 s’est produit une réponse alors que ce n’est pas le cas. Ce terme est souvent appliqué à la 420 description d’une situation où l’on tire une conclusion erronée à partir des renseignements 421 disponibles. 422

Gradient – Type de protocole expérimental qui prévoit des traitements dans une plage de degrés 423 d’exposition (faible à élevé) ou dans une plage d’éloignement spatiale (proche à éloigné). 424

Groupe d’éléments de preuve – Groupe d’éléments de preuve (ÉDP) étroitement apparentés qui 425 ont un paramètre (ou plusieurs paramètres) de mesure en commun, ce qui donne un certain degré 426 de redondance à une évaluation fondée sur le poids de la preuve. Les ÉDP composant un groupe 427 devraient fournir assez de renseignements additionnels (c.-à-d. éclairer l’évaluation du paramètre 428 considéré) pour justifier leur inclusion à titre d’ÉDP distincts. Le regroupement de ces éléments 429 permet d’organiser les ÉDP apparentés et de signaler l’attention sur un potentiel de redondance. 430

Guilde alimentaire – Groupe d’organismes exploitant une même ressource écologique de façon 431 similaire pour s’alimenter (p. ex., groupes d’insectivores, de granivores, de détritivores ou de 432 carnivores); ou groupe d’espèces présentant des exigences très similaires en ce qui a trait à leur 433 niche. 434

Hypothèse – Idée avancée pour expliquer un phénomène observable; dans un protocole 435 expérimental, une hypothèse est avancée et subséquemment vérifiée (soit individuellement, soit 436 avec plusieurs autres hypothèses) pour déterminer si les nouvelles données confirment ou 437 infirment l’hypothèse. 438

Incertitude – L’incertitude se prête à diverses interprétations dont les nuances sont subtiles dans 439 beaucoup de domaines scientifiques. En général, ce mot fait référence à une connaissance 440 imparfaite d’un paramètre, d’une condition ou d’un processus donné. Lorsqu’il est question de 441 l’évaluation du risque, l’incertitude désigne une connaissance limitée qui rend impossible une 442 description exacte d’une situation existante ou d’un résultat futur. L’incertitude se présente sous 443 différentes formes, notamment l’incertitude des mesures, les variations aléatoires, les incertitudes 444 théoriques et l’absence de connaissances. 445

Indice de danger (ID) – Somme arithmétique des quotients de danger individuels, servant à 446 regrouper les réponses individuelles à de multiples stresseurs; repose sur l’hypothèse de 447

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l’additivité linéaire des réponses. Un indice de danger est appliqué quand on juge que le mode 448 d’action toxique est similaire pour tous les contaminants préoccupants potentiels. 449

Interpolation – Estimation d’une valeur (d’une fonction ou d’une série) à partir de deux valeurs 450 connues. D’une façon générale, ce terme s’applique à l’attribution de qualités aux membres d’un 451 groupe à partir d’observations effectuées sur d’autres membres du même groupe. Toute 452 interpolation repose sur l’hypothèse selon laquelle les membres d’un groupe sont influencés de 453 façon similaire par les processus étudiés. 454

Lignes directrices (ou recommandations) – Valeur réglementaire recommandée pour l’évaluation 455 préalable de données environnementales, comme la concentration de résidus dans les tissus ou 456 les concentrations dans les milieux abiotiques. Les lignes directrices diffèrent généralement des 457 normes en ce sens qu’elles n’imposent pas d’exigences législatives ni de responsabilité formelle. 458 Les Recommandations canadiennes pour la qualité de l’environnement sont des objectifs de 459 qualité fondés sur des données scientifiques et reconnus à l’échelle nationale. L’expression est 460 aussi appliquée à la description des pratiques techniques recommandées en vue d’assurer 461 l’uniformité entre les praticiens, mais qui ne constituent pas des exigences proprement dites. 462

Limite supérieure de l’intervalle de confiance de la moyenne (LSICM) – Mesure statistique de la 463 limite supérieure d’un intervalle de confiance pour la valeur moyenne d’un paramètre 464 environnemental, p. ex., la concentration prévue d’une substance dans l’environnement. 465

Meilleur jugement professionnel (MJP) – Exercice rigoureux du jugement critique dans le cadre 466 de fonctions professionnelles, selon lequel une réflexion expérientielle, approfondie, autocritique 467 et déterminée est appliquée à des connaissances, à un contexte, à des éléments de preuve, à des 468 méthodes, à des conceptualisations et à des critères. Pour le praticien, le MJP est une façon 469 d’intégrer une gamme variée de renseignements sans avoir recours à un processus mécanique de 470 traitement de l’information. 471

Méthode de Monte-Carlo – Méthode probabiliste d’analyse où les valeurs des paramètres sont 472 obtenues aléatoirement selon des distributions définies de probabilités de données d’entrée et 473 combinées selon une équation représentant un modèle. Le processus est repris de manière 474 itérative jusqu’à l’obtention d’une distribution relativement lisse des résultats des solutions. 475

Méthodes déterministes – Méthodes selon lesquelles on présume que tous les paramètres 476 biologiques, chimiques, physiques et environnementaux sont constants, et qu’ils peuvent être 477 définis avec exactitude. Ces méthodes s’appliquent généralement à une valeur dite « la plus 478 probable » d’un paramètre ou à une valeur prudente employée pour gérer les incertitudes. 479

Milieu abiotique – Dans l’environnement, tout milieu non associé à des tissus biologiques (p. ex., 480 sol, sédiments, eau, atmosphère). 481

Milieu biotique – Tout milieu biologique (c.-à-d. les tissus) pouvant contenir des CP. 482

Modèle – Description simplifiée d’un système, d’une théorie et d’un phénomène qui tient compte 483 de leurs propriétés connues ou supposées et qui peut servir à étudier davantage leurs 484 caractéristiques. Dans tous les cas, le modèle est une simplification d’un système complexe, et 485 on estime que les détails non représentés dans la structure du modèle sont des erreurs ou des 486 xvii

variations accessoires au problème étudié. Il existe des modèles statistiques (opérations 487 numériques simulant ou donnant une approximation des processus complexes) et des modèles 488 conceptuels (représentations graphiques ou schématiques de voies et de processus importants). 489

Modèle conceptuel du site (MCS) – Texte descriptif et représentation graphique des relations 490 entre des sources de contaminants, le devenir des contaminants, des voies d’exposition et des 491 récepteurs. 492

Modèle linéaire – Catégorie de méthodes statistiques à la base d’un grand nombre d’analyses 493 statistiques employées en sciences appliquées. C’est le fondement du test t de Student, de 494 l’analyse de la variance (ANOVA), de l’analyse de régression et de nombreuses méthodes à 495 plusieurs variables. Les modèles linéaires présument que la relation entre une variable de réponse 496 et des variables explicatives (ou facteurs explicatifs) est linéaire ou qu’elle peut être estimée 497 comme linéaire selon une transformation appropriée des données. 498

Narcose – État de profonde stupeur ou d’inconscience produit par une drogue ou par une autre 499 substance chimique. 500

Niveau d’effet acceptable (NEA) – Ordre de grandeur (ou degré) d’effets qui serait acceptable 501 pour un paramètre de mesure ou d’évaluation particulier. Le NEA donne un caractère 502 opérationnel à un objectif de protection. 503

Normatif – Relatif à l’établissement de normes ou de règles, sans souplesse ni analyse subjective. 504 Les approches normatives adoptées par les examinateurs présentent un degré élevé de 505 répétabilité et de cohérence, mais un faible degré d’adaptabilité à des conditions propres à un 506 site. 507

Norme – Valeur de référence environnementale ayant force réglementaire. La plupart des normes 508 sont associées à des documents législatifs précis en matière d’environnement décrivant les 509 responsabilités des propriétaires de sites. 510

Objectif de protection – Énoncé descriptif définissant le degré souhaité de protection d’un 511 récepteur ou d’un groupe de récepteurs (voir aussi Niveau d’effet acceptable). 512

Ordination – Dans l’analyse multivariée, l’ordination est une méthode complémentaire à 513 l’analyse de groupement (mise en grappes) de données, car elle effectue un classement 514 d’éléments en fonction de multiples variables par relation de voisinage, de sorte que les éléments 515 similaires sont rapprochés les uns des autres et que ceux qui sont dissemblables sont éloignés les 516 uns des autres. Ces relations entre les éléments sont portées sur des graphiques à plusieurs axes 517 et elles peuvent être caractérisées numériquement ou encore graphiquement. 518

Paramètre d’évaluation – Expression explicite d’une valeur environnementale à protéger. Il doit 519 intégrer une entité (généralement un récepteur ou un groupe de récepteurs – c.-à-d. « un 520 élément » à protéger) et une propriété précise (un attribut) du récepteur. Par exemple, si l’entité 521 est une communauté de poissons, les attributs considérés pourraient être le nombre d’espèces, la 522 structure trophique, etc. Un paramètre d’évaluation doit également avoir une composante spatiale 523 et temporelle bien définie. 524

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Paramètre de mesure – Paramètre permettant de mesurer ou de décrire l’exposition d’un 525 récepteur préoccupant, ou un effet sur celui-ci. L’expression désigne aussi un changement 526 d’attribut d’un paramètre d’évaluation (ou d’un substitut) en réponse à un stresseur auquel le 527 récepteur est exposé. 528

Partie potentiellement responsable (PPR) – Désigne tous les secteurs industriels, propriétaires de 529 sites, sources ponctuelles et entités légalement responsables, associés à la contamination d’un 530 site. L’équivalent anglais de cette expression (potentially responsible party – PRP) est 531 couramment utilisé dans la loi américaine sur les sites contaminés (Comprehensive 532 Environmental Response, Compensation, and Liability Act [CERCLA], Superfund). 533

Pertinence écologique – Mesure dans laquelle un type de renseignement utilisé dans une ÉRÉ 534 (p. ex., un paramètre de mesure ou un élément de preuve) peut être valablement extrapolé à une 535 échelle biologique d’intérêt (p. ex., un paramètre d’évaluation). 536

Poids de la preuve (PP) – Procédure systématique appliquée au regroupement ou à la synthèse 537 d’un certain nombre de types différents de données, ayant pour objectif de parvenir à une 538 conclusion ou à une explication unique et unifiée des résultats d’une caractérisation 539 environnementale. Le PP compte parmi les instruments utilisés à l’étape de caractérisation du 540 risque de l’ÉRÉ. 541

Pondération – Importance accordée à une constatation ou à un élément de preuve par 542 comparaison avec d’autres. La pondération est fonction de la valeur globale (information, 543 réduction de l’incertitude) pour un paramètre d’évaluation; elle est établie par l’évaluation des 544 attributs pertinents pour l’étude. 545

Post hoc – Adjectif qualifiant une évaluation réalisée en rétrospective (c.-à-d. a posteriori). Dans 546 le contexte du protocole expérimental et de l’analyse des résultats d’expérience, cela fait 547 référence à l’examen statistique de données après que l’expérience soit terminée. Il peut s’agir 548 notamment de la recherche de conditions qui n’étaient pas connues au départ (a priori). 549

Praticien – Principal chercheur dans le cadre d’une évaluation du risque écotoxicologique; il est 550 responsable de la conception, de la mise en œuvre et de l’interprétation des résultats. Il peut 551 s’agir d’un consultant qui est en relation avec la partie responsable du site (client), les 552 organismes de réglementation et d’autres parties intéressées. 553

Précision – Qualité de ce qui peut être répété en degré ou en valeur; capacité d’une mesure de se 554 reproduire constamment. À noter que des résultats précis ne sont pas forcément exacts, 555 puisqu’une mesure précise peut être constamment entachée d’erreur. 556

Probabiliste – Adjectif décrivant une procédure où l’état d’une variable aléatoire est décrit non 557 pas en termes d’estimation ponctuelle (valeur fixe), mais plutôt en termes d’une distribution de 558 valeurs possibles. Lorsque des méthodes probabilistes sont appliquées, on présume que 559 d’importants paramètres biologiques, chimiques, physiques et environnementaux sont variables 560 ou incertains, donc qu’ils sont décrits au moyen de distributions. 561

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Probabilité – Façon mathématique d’exprimer qu’on sait ou qu’on croit qu’un événement ou un 562 résultat se produira ou qu’il s’est produit. En statistique, la probabilité se distingue de la 563 vraisemblance et fait référence à la prévision de résultats inconnus à partir de paramètres connus. 564

Profil de réponse – Relation entre les concentrations de CP et les effets sur l’environnement. 565

Prudent – Adjectif décrivant la tendance à délibérément exagérer le potentiel de dommages 566 environnementaux. La surestimation vise à procurer une marge d’erreur permettant d’atténuer 567 l’incertitude qui entache les analyses et à s’assurer avec plus de confiance que les estimations ou 568 les prévisions du risque ne conduisent pas à une sous-estimation de ce dernier. Dans les ÉRÉ, il 569 est courant d’adopter une approche prudente pour l’estimation des paramètres. Cependant, 570 lorsqu’on fait preuve d’un excès de prudence, que ce soit par l’adoption d’hypothèses irréalistes 571 ou à cause de l’effet cumulatif de multiples hypothèses prudentes, les analyses sont jugées ultra-572 prudentes et douteuses par le fait même. 573

Puissance statistique – Probabilité que le test rejettera correctement une fausse hypothèse nulle 574 (c.-à-d. ne pas commettre une erreur de seconde espèce). La probabilité d’une erreur de seconde 575 espèce est ce qu’on appelle le taux de faux négatif (β). Donc, la puissance est égale à 1 − β. 576 Même s’il n’existe pas de norme officielle appliquée à la puissance, de nombreux chercheurs 577 estiment la puissance de leurs tests en prenant la valeur de 0,80 comme critère d’acceptabilité. 578 Parmi les facteurs agissant sur la puissance d’un test (ou la conception de l’étude) figurent : 1) le 579 critère de signification statistique associé à la probabilité d’une erreur de première espèce (α); 580 2) l’ampleur de l’effet étudié sur la population; 3) la taille de l’échantillon (n); 4) la variation des 581 données sous-jacentes, telle que déterminée par l’erreur de mesure et la stochasticité. 582

Qualitatif – Adjectif qualifiant une approche descriptive, renvoyant aux caractéristiques de 583 l’élément qui est décrit plutôt qu’à une mesure chiffrée. 584

Quantitatif – Adjectif qualifiant une approche chiffrée (utilisation de valeurs mathématiques, de 585 probabilités ou de paramètres) pour l’établissement ou l’analyse d’estimation du risque. 586

Quotient de danger (QD) – Rapport numérique d’une concentration estimée dans 587 l’environnement ou d’une autre mesure de l’exposition sur la valeur de référence pour la 588 réponse. La valeur de référence pour la réponse est généralement une valeur qui devrait assurer 589 la protection du récepteur préoccupant. Un QD inférieur à un (1,0) indique un potentiel 590 négligeable de dommages; les valeurs supérieures à un (1,0) indiquent la possibilité d’une 591 réponse nocive, ce qui peut justifier une évaluation plus précise ou exacte des risques pour 592 atténuer l’incertitude. 593

Récepteur d’hydrocarbures aryliques (récepteur Ah) – Facteurs de transcription de la famille 594 basique hélice-boucle-hélice. Le récepteur Ah se lie à certains composés chimiques, tels que les 595 congénères des dioxines et des BPC, et est transporté par translocation dans le noyau de cellules 596 de l’organisme et pourrait induire des lésions génétiques. Le mécanisme de toxicité s’exerçant 597 via le récepteur Ah est à la base de l’utilisation du système des équivalents toxiques pour évaluer 598 le comportement des substances organiques chlorées chez les vertébrés. 599

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Récepteur préoccupant (RP) – Dans une ÉRÉ, tout organisme autre que les humains, toute 600 espèce, toute population ou toute communauté susceptible d’être exposé(e) à des contaminants 601 préoccupants et dont tient compte l’ÉRÉ pour évaluer les risques potentiels auxquels est exposée 602 une CVÉ. Quand un organisme, une espèce, une population ou une communauté est considéré(e) 603 comme un récepteur préoccupant, cela ne signifie pas nécessairement que l’exposition à un 604 contaminant préoccupant lui est nuisible, mais plutôt qu’il existe une voie d’exposition et que 605 celle-ci pourrait avoir des effets nuisibles sur le récepteur préoccupant. 606

Recommandations pour les résidus dans les tissus (RRT) – Critères ou directives réglementaires 607 faisant référence à une concentration dans les tissus ou dans l’organisme d’un récepteur. 608

Référence (condition) – Endroit, regroupement d’endroits ou traitement expérimental conçu pour 609 refléter les conditions physiques et chimiques ambiantes d’un milieu ou d’un endroit contaminé, 610 en l’absence des stresseurs préoccupants dont il est question dans l’évaluation du risque. Par 611 exemple, dans une étude portant sur la contamination du sol, il est préférable de choisir une 612 condition de référence représentative du climat, du substrat et des facteurs de l’habitat du site en 613 question, mais sans contamination supplémentaire par rapport aux conditions de fond. Ce terme 614 est employé, dans certains cas, dans un contexte de changement des conditions de fond locales 615 (c.-à-d. lorsque les conditions locales autour d’un site ne correspondent plus à l’état d’origine en 616 raison de sources de contaminants non ponctuelles). Dans d’autres cas, ce terme désigne l’état 617 d’origine en l’absence d’une contamination propre au site et de sources de contaminants non 618 ponctuelles. 619

Régression – Forme de modélisation statistique dont l’objectif est d’évaluer la relation 620 numérique entre une variable (dite dépendante) et une ou plusieurs autres variables (dites 621 indépendantes). 622

Relation de causalité – Caractère de ce qui agit en tant que cause, la production d’un effet par 623 une cause. La causalité se distingue de l’association (corrélation) en ce sens qu’elle implique un 624 lien mécanique entre les observations. Dans le cadre d’une évaluation du risque 625 écotoxicologique, la recherche de liens de causalité vise à établir une distinction entre des 626 associations accidentelles ou causées par des facteurs externes et des associations dictées par des 627 mécanismes sous-jacents qui sont prévisibles. 628

Résidu corporel critique (RCC) – Concentration dans les tissus ou dans l’organisme associée à 629 une réaction toxicologique chez le récepteur. 630

Richesse – Dans les analyses de communautés biologiques, ce terme fait référence à la variété 631 des organismes présents dans les échantillons (p. ex., la variété de plantes ou d’invertébrés). 632 Cette richesse s’exprime par la somme de taxons distincts dans les échantillons. 633

Sensibilité – Qualité de la capacité de détecter de manière fiable les variations d’un paramètre. 634

Série de dilution – Conception expérimentale et technique dans laquelle un milieu abiotique est 635 dilué par étapes successives, au moyen d’un diluant stérile, en une série de concentrations de 636 moins en moins élevées, laquelle est obtenue par des dilutions successives déterminées. Les 637 résultats sont caractérisés pour chaque traitement selon le volume de soluté dans le volume de 638

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solution, la masse de soluté dans le volume de solution ou la masse de soluté par rapport à la 639 masse de solution. 640

Seuil – Ligne de séparation (en unités de concentration ou de dose d’exposition) entre une zone 641 de réponse potentielle et une zone de réponse négligeable. On peut estimer les seuils de manière 642 théorique et au moyen de données ou par une combinaison des deux approches. À cause des 643 variations d’un organisme à un autre et des facteurs influant sur les réponses, dans la nature, les 644 seuils sont rarement précis ou statiques. Ils expriment généralement la meilleure estimation de ce 645 qu’il faut pour protéger la majeure partie d’une population; souvent une marge de sécurité est 646 intégrée à la valeur attribuée aux seuils. 647

Spatial – Relatif à l’espace, notamment en termes de dimensions latérales (horizontales). Dans 648 une ÉRÉ, ce terme fait souvent référence au degré de résolution (granulométrie) et à l’étendue 649 (zone). 650

Stochasticité – Variations naturelles aléatoires. Les processus stochastiques peuvent être simulés, 651 mais les variations ne peuvent être réduites au moyen d’analyses additionnelles; on peut 652 uniquement mieux les décrire. 653

Stresseur – Toute substance ou tout processus susceptible de causer des effets indésirables pour 654 la santé ou de modifier l’état d’un organisme vivant. 655

Taxon – Groupement d’organismes auxquels est attribuée une désignation taxonomique officielle 656 (classification biologique), p. ex., espèce, genre ou famille, et qui sont génétiquement distincts 657 des autres organismes. 658

Témoin – Substantif désignant un volet d’une expérience scientifique contrôlée, menée dans le 659 but de déterminer l’effet d’une variable unique d’intérêt sur un système donné, qui sert à 660 minimiser l’influence imprévue d’autres variables sur le même système. Les témoins négatifs 661 confirment que la procédure n’est pas à l’origine d’un effet auquel on ne s’attendrait pas et 662 permettent de diminuer l’incidence des faux positifs. Le verbe « contrôler » dans les protocoles 663 expérimentaux, fait référence aux conditions destinées à atténuer l’effet de confusion attribuable 664 à des variables externes. 665

Temporel – Relatif au temps, particulièrement en termes de changements ou de variations 666 observées au cours d’une période d’intérêt. 667

Toxicité – Réponse biologique ou physiologique induite par des substances chimiques nuisant à 668 la santé d’un organisme. 669

Toxicologie – Domaine scientifique étudiant la relation entre des substances préoccupantes pour 670 l’environnement et les réponses provoquées chez des organismes. 671

Univariée – Se dit d’une analyse statistique d’une seule variable à la fois. Ce terme s’applique 672 aussi aux tests statistiques où l’on compare deux ou plusieurs groupes par rapport à une seule 673 propriété; il s’agit notamment du test de Student (test t), de l’analyse de la variance, du test des 674 signes, du test U de Wilcoxon et du test de Mann-Whitney. 675

xxii

Valeur toxicologique de référence (VTR) – Concentration ou dose d’exposition qui ne devrait 676 pas avoir d’effet inacceptable chez des récepteurs exposés au contaminant potentiellement 677 préoccupant. Une VTR constitue un type particulier de seuil (voir la définition plus haut). 678

Voies d’exposition – Voies par lesquelles un récepteur préoccupant est exposé à un contaminant 679 préoccupant dans des compartiments de l’environnement (p. ex., sol, eau, air, sédiments). Les 680 voies d’exposition incluent par exemple l’ingestion et l’inhalation. 681

Vraisemblance – Dans le langage courant, ce terme est synonyme de probabilité ou qualifie la 682 fréquence d’un événement. En statistique, la vraisemblance se distingue de la probabilité et 683 renvoie à l’estimation de paramètres inconnus à partir de résultats connus. 684

Zone de préoccupation environnementale potentielle (ZPEP) – Portion d’un site où une 685 contamination est présumée ou confirmée. 686

687

xxiii

1. INTRODUCTION 688

Le présent chapitre décrit le cadre général des évaluations du risque écotoxicologique 689 (ÉRÉ) réalisées dans les sites contaminés, de même que la portée et la raison d’être des 690 directives énoncées. Le présent document, qui s’adresse aux gestionnaires de sites et aux 691 évaluateurs du risque, fournit des directives générales en vue de la réalisation d’ÉRÉ pour 692 les sols, les sédiments, l’eau de surface et l’eau souterraine. Le document ne fournit 693 cependant pas de directives techniques détaillées pour la réalisation d’évaluations du 694 risque. 695

1.1. Contexte 696

Les éléments fondamentaux du cadre d’ÉRÉ ont déjà été décrits dans des documents 697 antérieurs (CCME [1996, 1997a]). Le présent document d’orientation vise à fournir des 698 directives techniques supplémentaires pour aider les praticiens de l’évaluation du risque à 699 réaliser des ÉRÉ : il n’a pas pour objet de remplacer le cadre existant du CCME. 700

1.2. Raison d’être des ÉRÉ 701

Lorsqu’un site est jugé contaminé et qu’il 702 présente des concentrations de contaminants 703 supérieures aux lignes directrices 704 environnementales en vigueur ou des 705 concentrations possiblement préoccupantes 706 sur le plan écologique, on peut assainir le site 707 en fonction de normes génériques ou utiliser 708 une ÉRÉ pour déterminer si et dans quelle 709 mesure il faut prendre des mesures d’assainissement ou d’autres mesures de gestion pour 710 atténuer les risques écotoxicologiques actuels ou futurs. Les ÉRÉ offrent en effet une 711 base de référence plus détaillée pour déterminer si des mesures d’assainissement ou 712 d’autres mesures de gestion sont nécessaires (c.-à-d. existe-t-il des risques 713 écotoxicologiques?) et, le cas échéant, pour déterminer l’ampleur des mesures à prendre 714 (p. ex., quels secteurs d’un site faut-il assainir?). 715

1.3. Utilisation de l’ÉRÉ dans les sites contaminés 716

De nombreux facteurs peuvent mener à la réalisation d’une ÉRÉ dans un site contaminé, 717 notamment des aspects réglementaires (contamination d’une propriété située hors du 718 site), un processus de diligence raisonnable ou un démantèlement. Le processus d’ÉRÉ 719 requis peut être encadré, en tout ou en partie, par des politiques et des règlements 720 provinciaux ou territoriaux. Les présentes directives ne tiennent pas compte du contexte 721

Concept clé :

Les ÉRÉ aident les parties concernées à déterminer si et dans quelle mesure elles doivent prendre des mesures d’assainissement ou d’autres mesures de gestion.

1-1

provincial ou territorial : elles sont plutôt axées 722 sur des aspects techniques de l’ÉRÉ 723 susceptibles de s’appliquer à de nombreux 724 contextes, selon la complexité de l’ÉRÉ. Il 725 revient à l’évaluateur du risque de s’assurer que 726 les directives sont conformes aux exigences 727 gouvernementales applicables. 728

729

1.4. Communication avec les intervenants 730

Les ÉRÉ font appel à des processus itératifs complexes qui doivent recevoir l’appui des 731 différents intervenants pour que les résultats de l’évaluation du risque soient bien compris 732 et que les objectifs de l’évaluation du risque concordent avec les valeurs des intervenants. 733 Par conséquent, il est bon que toutes les parties participant au processus d’évaluation du 734 risque encouragent de façon proactive les communications et une participation précoce 735 des différentes parties au processus d’ÉRÉ. Il est important d’ouvrir les voies de 736 communication avec l’autorité compétente concernée dès le début du processus pour 737 s’assurer que l’évaluation du risque réponde à ses attentes. Il est également important de 738 communiquer l’information pertinente aux intervenants concernés au début du processus 739 et d’obtenir les commentaires des intervenants aux grandes étapes du projet. Les 740 consultations requises pour un site donné incluent généralement des communications 741 avant le commencement des activités ainsi qu’aux grandes étapes de l’ÉRÉ (p. ex., 742 examen de l’énoncé du problème). 743

1.5. Introduction au cadre de référence de l’ÉRÉ 744

Le cadre conceptuel standard de l’ÉRÉ décrit dans 745 le présent document (figure 1-11) s’applique aux 746 sites contaminés. Ce cadre est conforme aux 747 recommandations du CCME sur l’évaluation du 748 risque; cependant, les fondements scientifiques de 749 l’ÉRÉ sont en constante évolution et, au cours des 750 vingt dernières années, on a observé une hausse 751

752

1 La terminologie et la définition précises des composantes d’une ÉRÉ varient d’un gouvernement à l’autre et selon les applications, mais les termes décrits ici sont employés de façon relativement uniforme.

Concept clé :

Les sites peuvent être assujettis à des politiques et des règlements fédéraux et provinciaux en matière d’ÉRÉ. Il revient à l’évaluateur du risque de s’assurer qu’ils respectent les exigences gouvernementales applicables.

Concept clé :

La plupart des ÉRÉ justifient l’emploi d’une démarche fondée sur le poids de la preuve (PP) où de multiples éléments de preuve sont pris en compte dans l’évaluation. Cette démarche est parfaitement compatible avec le cadre conceptuel standard de l’ÉRÉ.

1-2

Figure 1-1. Cadre générique de l’évaluation du risque écotoxicologique 753

754

Énoncé du problème

Évaluation des effets

Évaluation de l’exposition

Caractérisation du risque

Rétroaction itérative à toutes les

étapes

755 756

1-3

marquée de la complexité des évaluations du risque, ainsi que des outils et des méthodes 757 de caractérisation du risque. Le cadre conceptuel paraît simple, mais son application à de 758 nombreux groupes de récepteurs exposés de multiples façons, impliquant divers éléments 759 de preuve, peut se révéler très c omplexe. En conséquence, dans la pratique, le cadre de 760 l’ÉRÉ repose souvent sur une méthode fondée sur le poids de la preuve (figure 1-2). 761 Cette méthode peut être simple (p. ex., quelques éléments de preuve pour un seul 762 paramètre d’évaluation) ou complexe (pour des sites complexes). 763

La méthode fondée sur le poids de la preuve 764 (figure 1-2) intègre le cadre conceptuel 765 standard de l’ÉRÉ : 766

• l’énoncé du problème permet de 767 définir le problème à traiter et 768 d’établir la portée de l’ÉRÉ. 769

• un ou plusieurs éléments de preuve 770 (ÉDP)2 sont pris en compte dans 771 l’évaluation du risque pour chaque 772 groupe de récepteurs ou pour chaque 773 paramètre d’évaluation. Chaque ÉDP 774 doit regrouper des renseignements 775 sur l’exposition et les effets. Les 776 renseignements sur l’exposition 777 caractérisent ordinairement le degré 778 d’exposition des récepteurs par 779 différentes voies à des contaminants. 780 Les renseignements sur les effets 781 caractérisent la nature des effets 782 observés ou prévus sur le site. 783

• Après l’évaluation des éléments de 784 preuve, un à un, les constatations 785 générales sont évaluées de manière 786 intégrée afin de caractériser le risque 787 en fonction d’un paramètre 788 d’évaluation ou d’un groupe de 789 récepteurs donnés. 790

2 Le chapitre 2 décrit en détail la relation entre les paramètres d’évaluation, les paramètres de mesure et les éléments de preuve.

Définitions :

Récepteur préoccupant dans une ÉRÉ : tout organisme autre que les humains, et toute espèce, toute population, toute communauté, ou encore tout habitat ou tout écosystème susceptible d’être exposé à des contaminants potentiellement préoccupants et dont il est question dans l’ÉRÉ. Exemples – une population de campagnols des champs, une communauté d’invertébrés benthiques.

Paramètre d’évaluation : expression explicite d’une valeur environnementale à protéger. Il doit intégrer un récepteur (ou un groupe de récepteurs – c.-à-d. « une entité » à protéger) et un attribut précis de l’entité. Exemple – abondance et viabilité de petites populations de mammifères. Des éléments spatiaux et temporels peuvent également être inclus.

Concept clé :

Chaque élément de preuve (ÉDP) d’une ÉRÉ doit réunir des renseignements sur l’exposition et les effets afin qu’on puisse évaluer les données concernant le risque indiqué par cet ÉDP.

1-4

Figure 1-2. Méthode fondée sur le poids de la preuve pour l’évaluation du risque écotoxicologique 791

Énoncé du problème



Caractérisation du risque (poids de la preuve)

Évaluation de l’élément de

preuve

Paramètre d’évaluation A Paramètre d’évaluation B



Caractérisation du risque global

Caractérisation du risque (poids de la preuve)

Élément de preuve 1


Évaluation de l’élément de

preuve


792 1-5

1.6. Méthode itérative appliquée à l’évaluation du risque 793

Dans de nombreux cas, l’évaluation du risque suit une 794 méthode par étape et s’appuie sur des outils d’évaluation 795 préalable utilisés au début du processus pour déterminer 796 si d’autres travaux sont requis ou encore pour prioriser 797 les études à effectuer. Souvent, les autorités compétentes 798 ont déjà des critères ou des tableaux que l’on peut 799 consulter pour effectuer une évaluation préalable du 800 risque qui couvre un large éventail de contaminants 801 préoccupants. Ces critères incluent généralement l’évaluation préalable des effets 802 écotoxicologiques potentiels ainsi que des voies d’exposition ou des récepteurs. Lorsque 803 ces critères permettent de conclure que le risque est acceptable, il n’est sans doute pas 804 nécessaire d’entreprendre d’autres études. Par contre, si des effets potentiels sont relevés, 805 la réalisation d’une évaluation détaillée et appropriée du risque pourrait s’avérer alors 806 justifiée. 807

Le présent document ne classe pas les types d’évaluations du risque selon la portée ou le 808 degré de détails (p. ex., évaluation préalable par opposition à évaluation détaillée). 809 Certains cadres réglementaires ou stratégiques peuvent comporter des exigences précises 810 à cet égard ce plan. En pratique, de nombreux facteurs influent sur l’échelonnement des 811 activités d’une ÉRÉ et sur le degré approprié de détails à chaque itération, et ils peuvent 812 varier selon chaque situation (Hill et coll., 2000). Les diverses parties concernées par une 813 ÉRÉ devraient s’entendre sur les attentes à chaque itération, particulièrement au regard 814 du type et du degré d’incertitude qu’on s’attend à devoir résoudre à chaque étape de 815 l’étude. En général, il importe à chaque itération de se pencher sur les problèmes et les 816 incertitudes critiques touchant la gestion du risque ou la prise de décision. En d’autres 817 mots, chaque itération d’une ÉRÉ devrait accroître largement l’utilité de l’ÉRÉ pour 818 favoriser une saine gestion environnementale des sites contaminés. 819

1.7. Portée des directives 820

1.7.1. Exhaustivité 821

Les présentes directives décrivent en détail de nombreux aspects du processus d’ÉRÉ. Il 822 est donc possible que certaines méthodes et démarches présentées ici ne s’appliquent qu’à 823 des sites complexes pour lesquels il est nécessaire de réaliser une ÉRÉ exhaustive. Mais 824 le plus important, et conformément à la méthode itérative décrite dans la section 825 précédente, le niveau de complexité d’une ÉRÉ doit correspondre au niveau de 826 complexité du site et des risques qui y sont associés et tenir compte du rôle de l’ÉRÉ dans 827

Concept clé :

Si une ÉRÉ fondée sur des hypothèses prudentes et simples ne révèle aucun potentiel de risque, une ÉRÉ plus détaillée n’est probablement pas nécessaire.

1-1

les prises de décisions relatives à la gestion du risque. Les praticiens doivent déterminer 828 le niveau d’exhaustivité de chaque ÉRÉ en fonction de chaque site. 829

Comme nous l’avons mentionné dans la section précédente, le présent document 830 d’orientation ne précise pas à quels niveaux d’évaluation du CCME (c.-à-d. évaluation 831 préalable, évaluation quantitative préliminaire ou évaluation quantitative détaillée du 832 risque) appartiennent les différentes activités d’ÉRÉ. Les trois niveaux définis dans le 833 document du CCME de 1996 peuvent être vus comme de possibles itérations dans le 834 processus, un praticien de l’évaluation du risque pouvant amorcer une ÉRÉ à n’importe 835 quel des trois niveaux, selon les besoins, et des itérations additionnelles étant possibles à 836 un même niveau d’évaluation. En ce qui concerne les évaluations préalables du risque 837 écotoxicologique, notons que des recommandations pour la qualité du sol, de l’eau, de 838 l’eau souterraine ou des sédiments ont souvent été établies à l’aide de protocoles 839 similaires aux évaluations préalables du risque. Lorsqu’il existe de telles 840 recommandations, il convient alors de discuter avec l’autorité compétente pour 841 déterminer s’il y a lieu de les utiliser et comment les utiliser pour réduire la quantité de 842 travail que nécessite une ÉRÉ. 843

1.7.2. Structure du document 844

Les présentes directives s’articulent autour du cadre classique des ÉRÉ, les sections 845 principales portant sur l’énoncé du problème, l’évaluation de l’exposition, l’évaluation 846 des effets et la caractérisation du risque. Cette structure est intentionnelle parce que les 847 types d’outils utilisés dans l’évaluation de l’exposition et l’évaluation des effets 848 appartiennent à de grandes catégories qui peuvent aisément être examinées 849 simultanément. Puisque la caractérisation de l’exposition, des effets et du risque 850 s’applique à tous les éléments de preuve examinés dans le cadre d’une ÉRÉ, il faut que 851 les notions présentées dans toutes les sections des présentes directives soient comprises 852 avant d’entreprendre une ÉRÉ. 853

Dans chacun des chapitres de 2 à 5, respectivement, la section d’introduction présente 854 un aperçu de l’énoncé du problème, de l’évaluation de l’exposition, de l’évaluation des 855 effets et de la caractérisation du risque. L’introduction et les encadrés des concepts clés 856 répartis à différents endroits dans les sections donnent une idée de la portée et de la 857 teneur des directives, sans entrer dans des considérations techniques complexes. 858

Les présentes directives visent à fournir des orientations techniques assez détaillées, mais 859 elles ne peuvent être exhaustives sur tous les plans. 860

1.7.3. Autres sources de directives 861

Les éléments fondamentaux des ÉRÉ sont décrits dans de nombreuses publications. Bon 862 nombre de documents ont été rédigés en fonction de régimes réglementaires déterminés, 863 de sorte que leurs aspects stratégiques pourraient ne pas s’appliquer, en tout ou en partie, 864

1-2

aux sites canadiens. Au Canada, à l’échelle fédérale, le cadre général a été décrit par le 865 CCME (1996, 1997a, 1997b). Le présent document ne remplace pas ces ouvrages, mais 866 s’appuie plutôt sur eux pour offrir un cadre exhaustif qui tient compte de tous les aspects 867 de la pratique actuelle de l’ÉRÉ au Canada. 868

Les directives en matière d’ÉRÉ émanant de gouvernements provinciaux ou territoriaux 869 portent généralement sur des aspects spécifiques des ÉRÉ plutôt que sur leur cadre 870 global. Référence est faite à ces directives au besoin dans les chapitres 2 à 5 des 871 présentes directives, pour des aspects techniques particuliers. Dans certains cas, les 872 directives provinciales sont plus complètes, notamment le document d’évaluation 873 détaillée du risque écotoxicologique de la Colombie-Britannique (SAB-CS, 2008). Même 874 si les éléments stratégiques de ce document ne sont pas toujours pertinents à l’extérieur 875 de cette province, l’information technique est relativement détaillée et conforme aux 876 pratiques optimales en matière d’ÉRÉ. Un autre document provincial pertinent est celui 877 de l’Ontario; il est constitué des directives concernant la mise en œuvre d’évaluations du 878 risque en vertu de la Loi sur la protection de l’environnement (MEO, 2005); les éléments 879 stratégiques de ce document ne seraient pas non plus pertinents à l’extérieur de l’Ontario. 880 Le Québec dispose également d’un guide contenant une démarche générale d’ÉRÉ 881 (CEAEQ, 1998). Enfin, le Cadre décisionnel pour Canada-Ontario concernant 882 l’évaluation des sédiments contaminés des Grands Lacs, bien qu’il s’applique 883 spécifiquement aux sédiments, traite également des principaux aspects d’un cadre global 884 d’ÉRÉ (Environnement Canada et MEO, 2008) 885

Un grand nombre de documents d’orientation concernant les ÉRÉ ont été rédigés aux 886 États-Unis, notamment par l’Environmental Protection Agency (USEPA) et par le 887 National Research Council (NRC). Le cadre de référence de base d’une ÉRÉ est décrit 888 dans deux documents de l’USEPA (1992 et 1998). Beaucoup d’autres documents de 889 l’USEPA s’appliquent à des cas particuliers (p. ex., les sites visés par le programme 890 d’assainissement Superfund), et la plupart des documents du NRC portent sur des 891 problèmes précis relatifs aux pratiques en matière d’ÉRÉ (p. ex., NRC, 2009). Les 892 praticiens sont invités à consulter les sites Web de l’Environmental Protection Agency et 893 du National Research Council pour se faire une idée de l’utilité possible de ces 894 documents et d’autres documents qui seront publiés ultérieurement. L’USEPA a 895 récemment compilé une liste de documents pertinents pour l’évaluation du risque 896 écotoxicologique (voir l’Annexe C, USEPA, 2011). 897

Outre les directives fournies par des agences gouvernementales, de nombreux ouvrages 898 traitent du processus et des éléments techniques de l’ÉRÉ. Le livre de Suter (2007), qui 899 décrit le cadre générique de l’ÉRÉ, et celui de Suter et coll. (2000), qui porte sur l’ÉRÉ 900 de sites contaminés, sont deux ouvrages de référence parmi les plus consultés. Les 901 praticiens chevronnés des ÉRÉ s’intéressant aux directives techniques détaillées sur 902 certains aspects précis des ÉRÉ sont invités à consulter les annexes techniques du SAB-903 CS (2008) et de Suter et coll. (2000). 904

905 1-3

2. ÉNONCÉ DU PROBLÈME 906

2.1. Introduction 907

2.1.1. But 908

L’énoncé du problème est la 909 première étape importante de 910 l’ÉRÉ, où l’on établit clairement la 911 nature des questions associées à la 912 contamination d’un site et les 913 mesures qu’on entend prendre pour 914 régler ces questions. Les objectifs 915 précis de l’énoncé du problème sont 916 les suivants : 917

• énoncer les questions en jeu, dont les objectifs, le contexte et la nature des effets 918 possibles; 919

• concevoir et planifier une méthode d’évaluation du risque, en précisant les outils à 920 utiliser et la façon d’évaluer les résultats. 921

2.1.2. Aperçu de l’énoncé du problème 922

En général, l’énoncé du problème réunit les éléments suivants : 923

• la description des objectifs de gestion du 924 site et de l’objectif spécifique d’évaluation 925 de l’ÉRÉ. Par exemple, si un objectif de 926 gestion du site est de réhabiliter celui-ci 927 pour recréer les conditions d’une forêt-parc, 928 le but de l’évaluation dans le cadre de 929 l’ÉRÉ (initiale) pourrait consister à déterminer s’il existe des effets dans les 930 conditions actuelles par rapport aux objectifs de protection des forêts-parcs; 931

• l’examen du contexte réglementaire propre au site et à l’ÉRÉ, notamment les 932 instruments juridiques et les politiques applicables; 933

• l’examen des renseignements existants sur le site, y compris, à tout le moins, une 934 liste des documents pertinents, une description du site et un sommaire des 935 principales constatations issues des inspections antérieures. Pour certaines ÉRÉ 936 complexes, cet examen pourrait faire l’objet d’un chapitre distinct ou prendre la 937 forme d’un document distinct joint à l’énoncé du problème; 938

Concept clé :

Il importe que le praticien documente toutes les hypothèses considérées et toutes les décisions prises au cours de l’énoncé du problème de sorte que les gestionnaires du site et les examinateurs puissent comprendre la justification et juger si la portée de l’ÉRÉ est adéquate.

Définition :

Contaminants préoccupants – Contaminants qui seront étudiés dans le cadre de l’ÉRÉ.

2-4

• la sélection des contaminants préoccupants (CP) et la description de leurs 939 caractéristiques pertinentes pour l’ÉRÉ (transport, devenir et effets); 940

941

• la sélection des récepteurs préoccupants (RP), susceptibles d’être touchés par des 942 contaminants, qui seront évalués dans le cadre de l’ÉRÉ. Les RP peuvent être 943 identifiés pour un organisme, une espèce, des populations, des communautés ou 944 un habitat. À noter qu’il n’est généralement ni réalisable ni nécessaire d’inclure 945 toutes les espèces possibles dans une ÉRÉ; c’est pourquoi on choisit un 946 sous-ensemble de RP candidats, dits RP de substitution, pour des types 947 particuliers de récepteurs; 948

• la détermination des voies d’exposition par lesquelles les CP peuvent entrer en 949 contact avec les récepteurs préoccupants. La consommation d’eau et d’aliments 950 (par les espèces sauvages) et le contact direct (dans le cas des invertébrés) sont 951 des exemples de voies d’exposition; 952

• la mise au point d’un modèle conceptuel de site (MCS) montrant les liens 953 possibles entre les sources de contaminants, les voies d’exposition et les 954 récepteurs préoccupants; 955

956

Définitions :

Composante valorisée de l’écosystème (CVÉ) de substitution – Récepteur préoccupant (RP) qui a été choisi pour représenter une CVÉ (p. ex., une musaraigne peut servir de CVÉ de substitution pour les mammifères insectivores).

Voies d’exposition – Voies d’exposition de récepteurs préoccupants dans des compartiments de l’environnement (p. ex., sol, eau, air, sédiments). Les voies d’exposition incluent par exemple l’ingestion et l’inhalation.

2-5

957

• la clarification des objectifs de protection et des niveaux d’effet acceptable 958 (NEA) qui y sont associés. Ordinairement, les objectifs de protection et les NEA 959 peuvent varier selon le type d’utilisation du terrain ou selon les récepteurs (p. ex., 960 les espèces en péril peuvent faire l’objet d’un niveau de protection plus élevé que 961 les espèces communes). De nombreuses autorités compétentes ont adopté des 962 politiques qui précisent les objectifs de protection et les niveaux d’effet 963 acceptable; 964

• la détermination des paramètres d’évaluation, c.-à-d. des attributs des récepteurs 965 (les entités à protéger), souvent 966 associés à des composantes 967 spatiales et temporelles 968 particulières. Les ÉRÉ peuvent 969 avoir un paramètre d’évaluation 970 pour un groupe de récepteurs 971 (p. ex., fonction écologique de la 972 communauté d’invertébrés du sol) ou plusieurs paramètres d’évaluation pour un 973 récepteur ou pour un groupe de récepteurs; 974

• la détermination des paramètres de 975 mesure, soit les outils servant à 976 mesurer l’exposition d’un récepteur 977 préoccupant, ou les effets sur 978 celui-ci, ou encore qui servent à la 979 mesure des changements dans un 980 attribut d’un paramètre d’évaluation; 981

Concept clé :

Il est utile de voir les paramètres de mesure comme des instruments, et les éléments de preuve comme une ou des façons d’utiliser ces instruments.

Concept clé :

Un paramètre d’évaluation décrit un attribut d’un récepteur ou d’un groupe de récepteurs, mais il ne définit pas l’état souhaité pour cet attribut.

Définitions :

Objectif de protection – Énoncé descriptif définissant le degré souhaité de protection d’un récepteur ou d’un groupe de récepteurs. Le niveau d’effet acceptable donne un caractère opérationnel à l’objectif de protection en précisant l’ordre de grandeur (ou le degré) d’effets qui serait acceptable au regard d’un paramètre de mesure ou d’évaluation particulier.

Paramètre de mesure – Paramètre permettant de mesurer ou de décrire l’exposition d’un récepteur préoccupant, ou un effet sur celui-ci, ou encore qui mesure ou décrit des changements d’attribut d’un paramètre d’évaluation (ou d’un substitut) en réponse à un stresseur auquel le récepteur est exposé.

Éléments de preuve (ÉDP) – Tout appariement de mesures de l’exposition et d’effets qui éclaire l’évaluation d’un paramètre d’évaluation précis. Le plus souvent, les éléments de preuve englobent un ou plusieurs paramètres de mesure. Lorsque l’accent est mis sur la mesure d’un effet (p. ex., essai de toxicité), la mesure de l’exposition qui est appariée peut être quantitative (p. ex., concentrations de contaminant) ou catégorielle (p. ex., « sur place » par opposition à « de référence »).

2-6

• l’obtention d’éléments de preuve pour chacun des paramètres d’évaluation, 982 indiquant de quelle façon les paramètres de mesure permettent d’évaluer les 983 risques potentiels; 984

• l’élaboration d’une stratégie générale pour l’ÉRÉ, y compris une description de 985 la façon dont la caractérisation du risque sera effectuée et un plan 986 d’échantillonnage et d’analyse (PÉA). Dans certains cas, notamment des ÉRÉ 987 complexes avec de nombreuses composantes, les PÉA peuvent se présenter sous 988 forme d’un document distinct de l’énoncé du problème. 989

Le reste du chapitre 2 examine en 990 détail chacun des éléments de 991 l’énoncé du problème. Même si les 992 éléments d’un énoncé du problème 993 sont présentés de façon linéaire, il 994 demeure que la plupart des éléments 995 doivent être développés 996 simultanément, selon une méthode 997 itérative. En outre, puisque la quasi-totalité de la planification d’une ÉRÉ s’effectue au 998 moment de l’énoncé du problème, il importe de tenir compte attentivement du contenu 999 des chapitres 3 à 5 au moment de la formulation de l’énoncé du problème. 1000

2.2. Questions à examiner 1001

2.2.1. Objectifs de gestion du site 1002

Globalement, l’ÉRÉ s’articule autour des 1003 objectifs généraux de gestion du site. Dans le 1004 cadre d’une ÉRÉ, l’objectif de gestion d’un 1005 site contaminé est l’objectif de planification 1006 d’ensemble pour le site en question, qui 1007 prend le plus souvent la forme d’un énoncé 1008 décrivant l’état souhaité d’un écosystème ou de ses constituants dans la perspective d’une 1009 utilisation future du site. Les objectifs de gestion de sites peuvent être relativement larges 1010 et formulés en termes généraux (p. ex., « assurer la viabilité d’une communauté aquatique 1011 voisine d’une gare maritime »). Dans d’autres cas, on peut avoir à formuler des objectifs 1012 précis de gestion, par exemple : 1013

• déterminer si les contaminants (CP) présents dans la couche superficielle du sol 1014 justifient l’emploi de mesures d’assainissement dans un cadre réglementaire 1015 fédéral et provincial appliqué à une catégorie particulière d’utilisation des terres; 1016

• déterminer si des mesures d’assainissement intrusives sont justifiées dans un 1017 milieu humide contaminé contigu à un aéroport; 1018

Concept clé :

Un objectif de gestion d’un site précis et bien défini oriente les évaluateurs du risque et les gestionnaires du site.

Concept clé :

Commencer en pensant déjà à la suite des choses – un bon énoncé du problème ne conduit pas seulement à la rédaction d’une liste d’outils destinés à l’ÉRÉ; il indique aussi de quelle manière les résultats seront évalués.

2-7

• préparer un plan de gestion pour des installations du ministère de la Défense 1019 nationale, assurant notamment la protection d’une espèce précise qui figure sur 1020 une liste fédérale d’espèces en péril. 1021

Il faut généralement privilégier des objectifs de gestion précis parce qu’ils orientent les 1022 évaluateurs du risque et les gestionnaires du site. Ces objectifs sont souvent élaborés au 1023 terme de discussions avec les organismes de réglementation, les gestionnaires du site et 1024 les parties intéressées. Ce dialogue permet souvent d’établir comment l’ÉRÉ contribue à 1025 la gestion du risque et à la prise de décision. Ainsi, s’il n’existait que deux options de 1026 gestion d’un site, l’ÉRÉ pourrait être conçue pour informer la prise de décision au sujet 1027 de l’option à privilégier. 1028

Les objectifs de gestion de sites fournissent un cadre général servant à la détermination 1029 des éléments de l’énoncé du problème. Il faut faire la distinction entre un objectif de 1030 gestion d’un site et un objectif de protection (celui-ci étant associé à un degré souhaité de 1031 protection de récepteurs écologiques – se reporter à la sous-section 2.3.1), même si les 1032 objectifs de protection sont établis en partie d’après la compréhension des objectifs de 1033 gestion du site. 1034

2.2.1.1. Détermination des grands objectifs de l’évaluation 1035

Le réflexe qu’ont les praticiens d’appliquer une méthode identique à différents sites peut 1036 nuire, dans les faits, à la réalisation d’une ÉRÉ, même lorsque les particularités d’un site 1037 donné (notamment des questions de gestion) commandent le recours à des techniques 1038 différentes. C’est pourquoi il est essentiel que les évaluateurs du risque procèdent comme 1039 suit : 1040

• prendre en considération l’objectif général de l’évaluation du risque avant de 1041 choisir ou d’interpréter les paramètres de mesure, les instruments ou les 1042 techniques à appliquer; 1043

• préparer le plan d’étude pour prendre en compte les questions sous-jacentes, 1044 fondamentales à l’étude; 1045

• fournir des données sous une forme qui aidera le gestionnaire du risque à prendre 1046 des décisions. 1047

Il ne faut pas voir l’évaluation du risque 1048 comme un exercice purement scientifique, 1049 mais plutôt comme un outil de gestion dont 1050 on se sert à des fins d’analyse seulement 1051 jusqu’à ce que soient comblés les besoins 1052 d’information des gestionnaires du risque. 1053 Barnthouse (2008) note en substance que, 1054 plutôt que de considérer l’ÉRÉ comme une 1055 discipline scientifique classique telle que la 1056

Concept clé :

Chaque ÉRÉ devrait être adaptée au contexte et aux considérations propres à un site donné. Il ne faut pas présumer que l’évaluation des « conditions actuelles » constitue l’objectif d’évaluation par défaut. Il pourrait être nécessaire d’évaluer les risques selon divers scénarios.

2-8

chimie, la toxicologie ou l’écologie, il est préférable de la concevoir comme une 1057 passerelle entre la science et la gestion. Les décisions de gestion tiennent compte de 1058 multiples objectifs et de multiples contraintes et s’efforcent de rapprocher les 1059 renseignements émanant de diverses disciplines, à des échelles différentes et pour des 1060 éléments de preuve distincts. 1061

Afin d’aider à structurer les besoins de gestion, Cormier et Suter (2008) ont mis au point 1062 un cadre de conceptualisation de quatre différents thèmes d’évaluation des risques pour 1063 l’environnement3 qui est présenté à la figure 2-1 : 1064

• évaluation de l’état – le but est de déceler toute dégradation chimique, physique 1065 et biologique par l’analyse de données de surveillance de l’environnement; 1066

• évaluation de l’enchaînement de causalité – le but est de déterminer les causes 1067 immédiates, d’en définir les sources et, dans la mesure du possible, de caractériser 1068 les enchaînements de causalité entre elles; 1069

• évaluation prévisionnelle – le but est d’estimer les risques à incidences 1070 sociétales, économiques ou environnementales, ainsi que les bénéfices découlant 1071 de différentes possibilités de gestion. L’acceptabilité de mesures peut être 1072 déterminée par l’évaluation des risques au regard de considérations sociétales, 1073 économiques et juridiques; 1074

• évaluation des résultats – le but est d’évaluer les résultats d’une mesure de 1075 gestion antérieure, par une estimation ou encore par une mesure directe. 1076

1077

3 On utilise l’expression « évaluation des risques pour l’environnement » pour faire une distinction entre les évaluations du risque écotoxicologique et du risque pour les humains et les évaluations environnementales plus larges qui incluent des analyses des aspects sociaux, culturels et économiques. Toutefois, les évaluations environnementales, telles que définies par Cormier et Suter (2008), englobent toute évaluation fondée sur la science qui sert à informer des décisions de gestion environnementale, quand ces décisions tiennent compte de contraintes et d’objectifs multiples. Le cadre présenté dans la figure 2-1 s’applique à tous les types d’évaluation environnementale, mais nous avons mis l’accent ici sur l’application à des sites contaminés.

2-9

Figure 2-1. Cadre d’évaluation des risques pour l’environnement mis au 1078 point par Cormier et Suter (2008) 1079

Évaluation de l’effet à la cause

Évaluation de la cause à l’effet

Évaluation de l’état

Évaluation des résultats

Évaluation de l’enchaînement de

causalité

Évaluation prévisionnelle

Résolution de problème

Détection du problème Résolution du problème

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1080 1081

2-10

Ce cadre d’évaluation reconnaît que tous les types d’évaluation pourraient permettre de 1082 résoudre un problème environnemental ou mener à une évaluation approfondie à une 1083 étape ultérieure d’une étude. 1084

Ces quatre grands thèmes s’articulent autour de deux grandes questions : 1085

• Cherchons-nous à expliquer ce qui s’est déjà produit en termes d’effets sur 1086 l’environnement (étude environnementale) ou réaliser une extrapolation à partir 1087 de notre connaissance pour prévoir ou optimiser les conditions futures (gestion de 1088 l’environnement)? 1089

• Cherchons-nous simplement à déceler une réponse environnementale (évaluation 1090 de l’état) ou à attribuer la responsabilité ou encore à la répartir entre les sources 1091 (évaluation de l’enchaînement de causalité)? 1092

Le cadre d’évaluation permet de bien cerner les objectifs d’évaluation du risque, en 1093 particulier à l’aide des deux questions mentionnées ci-dessus, et de concevoir le plan 1094 d’étude et l’évaluation afin d’y répondre. On peut aussi échelonner une étude pour 1095 différer la résolution des questions de causalité et de prévision jusqu’au moment où les 1096 résultats d’une évaluation préalable du risque sont connus. 1097

Le cadre s’applique également à tous les scénarios d’évaluation des risques pour 1098 l’environnement et convient très bien en particulier à l’évaluation des sites contaminés, 1099 comme nous l’avons montré plus haut. 1100

• Évaluation de l’état – cette méthode permet de déterminer si la contamination 1101 d’un site est telle qu’elle justifie une évaluation plus approfondie, ou peut inclure 1102 une évaluation des conditions biologiques afin de relever des preuves de la 1103 dégradation du site, le cas échéant. En règle générale, les premières étapes d’une 1104 évaluation de l’état reposent sur une caractérisation chimique, mais, aux étapes 1105 plus avancées de l’étude, des outils toxicologiques et biologiques sont utilisés. 1106

• Évaluation de l’enchaînement de causalité – toutes les études de sites 1107 contaminées comportent dans une certaine mesure une évaluation de 1108 l’enchaînement de causalité, étant donné que les évaluations préliminaires ou 1109 exhaustives d’un site identifient les sources (soit les zones environnementales 1110 potentiellement préoccupantes) et les voies de contamination, du moins d’un point 1111 de vue général. Cependant, l’importance de l’évaluation de l’enchaînement de 1112 causalité est plus grande dans certains scénarios de sites contaminés, p. ex., dans 1113 des sites où un grand nombre de parties sont responsables de la contamination ou 1114 dans des sites où des stresseurs autres que des contaminants peuvent influer sur le 1115 profil des réponses observées. Dans ces situations, l’évaluation de l’enchaînement 1116 de causalité examine plus en détail les liens entre l’exposition et les effets (en 1117 mettant davantage l’accent sur les méthodes quantitatives ou sur la 1118 compréhension mécaniste). 1119

2-11

• Évaluation prévisionnelle – le degré de prévision d’une évaluation de sites 1120 contaminés dépend de la gamme d’utilisations possibles d’un site envisagées au 1121 fil du temps. Quand un site fait l’objet d’un démantèlement, sans qu’une 1122 modification de l’utilisation du site ne soit prévue, les évaluations du risque 1123 peuvent être fondées sur les données empiriques découlant de la caractérisation du 1124 site existant. À l’inverse, pour les scénarios qui prévoient un réaménagement 1125 important ou une remise en état du site, il est souvent nécessaire de modéliser ou 1126 de prévoir les conditions de contamination futures et leurs effets sur l’estimation 1127 du risque. Le changement d’utilisation d’un site peut donner lieu à une révision 1128 des hypothèses en ce qui concerne l’exposition (p. ex., une révision des calculs 1129 des concentrations ou des doses d’exposition), les effets (p. ex., une révision des 1130 estimations de la toxicité prenant en compte la modification de l’empreinte d’un 1131 contaminant avec le temps) et les mesures de gestion du risque (p. ex., une gestion 1132 administrative de l’utilisation du site). 1133

• Évaluation des résultats – lorsqu’elle s’applique à des sites contaminés, 1134 l’évaluation des résultats consiste à évaluer de multiples scénarios possibles pour 1135 déterminer si des mesures prises par le gestionnaire du risque peuvent influer de 1136 façon importante sur les estimations du risque. Par exemple, quand les risques de 1137 base sont jugés inacceptables, on peut réaliser une analyse des mesures 1138 d’assainissement pour évaluer l’incidence de différentes mesures de gestion, y 1139 compris le rétablissement naturel surveillé. 1140

Bien que le cadre de Cormier et Suter (2008) soit simplifié et conceptuel, il est possible 1141 de formuler les principaux besoins concernant l’évaluation à partir de questions propres à 1142 un site donné. Les quatre thèmes ne sont pas mutuellement exclusifs; il est donc possible 1143 de prendre des éléments de multiples thèmes (quadrants) et d’élaborer un cadre 1144 d’évaluation sur mesure pour le site étudié. Afin d’affiner les grands objectifs de 1145 l’évaluation au-delà du simple cadre de référence à quatre thèmes et de rendre 1146 opérationnel le cadre pour résoudre des problèmes potentiels propres aux sites, il est utile 1147 de se pencher sur des aspects contribuant aux choix des outils. On peut se demander par 1148 exemple : 1149

• si de nombreuses parties peuvent être responsables de la contamination 1150 (industries, propriétaires des sites, sources ponctuelles, parties ayant une 1151 responsabilité juridique) [dans l’affirmative, examiner la question de la causalité]; 1152

• s’il y a lieu d’extrapoler les résultats à d’autres états ou à d’autres parcelles [dans 1153 l’affirmative, examiner la question des outils prévisionnels]; 1154

• si l’étude est destinée à déceler les changements environnementaux survenus par 1155 suite de l’adoption de mesures de contrôle des sources ou d’autres mesures de 1156 gestion, p. ex., l’assainissement de sols contaminés en amont d’une installation 1157 portuaire ou la surveillance du traitement de rejets miniers sur le site d’une mine 1158 abandonnée [dans l’affirmative, examiner les outils d’évaluation des résultats]; 1159

2-12

• si le site se trouve à un endroit où il existe une importante contamination de fond 1160 [dans l’affirmative, examiner la question de la causalité]; 1161

• si le site est très étendu ou s’il réunit des conditions physiques, chimiques et 1162 biologiques complexes [dans l’affirmative, examiner la question des outils 1163 d’extrapolation dans l’espace, dans le temps ou encore par type d’habitat ou de 1164 substrat]; 1165

• si les processus en jeu qui influent sur le transport, l’accumulation et la toxicité 1166 des contaminants sont bien compris [dans l’affirmative, le besoin d’évaluer la 1167 causalité ou encore d’améliorer les outils prévisionnels pourrait être moindre]; 1168

• si l’étude est conçue pour trier ou classer les priorités en prévision de futures 1169 étapes de l’étude, et non pour concevoir un plan d’assainissement détaillé [dans 1170 l’affirmative, envisager la tenue d’une évaluation initiale de l’état du site]; 1171

• si la contamination du site nuit à des parties extérieures au site ou à des habitats 1172 vulnérables, et ne se résume pas à une question de gestion à l’échelle du site [dans 1173 l’affirmative, le besoin d’évaluer la causalité ou encore d’améliorer les outils 1174 prévisionnels pourrait être important]; 1175

• si on connaît l’existence de facteurs confusionnels pour orienter l’évaluation du 1176 risque, p. ex., des modifications physiques de l’habitat, des perturbations 1177 mécaniques, etc. [dans l’affirmative, envisager le besoin d’évaluer la causalité ou 1178 encore d’améliorer les outils prévisionnels]; 1179

• si on peut réaliser des économies potentielles en utilisant une méthode de gestion 1180 adaptative et si le temps permet de le faire [dans l’affirmative, envisager la tenue 1181 d’une évaluation de l’état du site pour optimiser les ressources, suivie d’autres 1182 approches]; 1183

• si l’ÉRÉ nécessite une évaluation des stresseurs qui ne sont pas des contaminants 1184 ou encore qui peuvent nuire à l’évaluation d’un contaminant principal (p. ex., les 1185 effets biologiques du broutage par le bétail, l’enrichissement en matières 1186 organiques à l’échelle régionale ou la présence d’espèces envahissantes) [dans 1187 l’affirmative, envisager le besoin d’évaluer la causalité ou encore d’améliorer les 1188 outils prévisionnels]; 1189

• si l’ÉRÉ porte sur l’évaluation des risques (ou des bénéfices) relatifs d’autres 1190 méthodes de gestion du site [dans l’affirmative, envisager le besoin d’outils 1191 prévisionnels et d’une évaluation des résultats, en appliquant un cadre formel 1192 d’analyse pour orienter les décisions de gestion]. 1193

Avec les ÉRÉ, il est courant d’avoir recours à des évaluations prévisionnelles axées sur 1194 des scénarios de risques futurs, qui peuvent différer des risques en cours pour de 1195 nombreuses raisons : 1196

2-13

• l’adoption de mesures de gestion du risque, comme l’assainissement ou l’érection 1197 de clôtures; 1198

• une atténuation naturelle possible, attribuable à des processus physiques ou 1199 chimiques (la déchloration ou l’enfouissement dans les sédiments de matériaux 1200 peu contaminés); 1201

• un changement de vocation du site, notamment par l’ajout ou l’enlèvement 1202 d’infrastructures; 1203

• la succession écologique naturelle – par exemple, lorsqu’un site n’est plus 1204 exploité, les processus écologiques naturels peuvent modifier le type 1205 d’écosystème en fonction d’un gradient de perturbation (p. ex., le passage de 1206 champs cultivés à un type de forêt susceptible d’être établie). 1207

1208

Lorsque les risques en cours et les risques futurs sont tous deux estimés, il est possible 1209 aussi d’estimer les changements auxquels on peut s’attendre. Cette approche comparative 1210 pourrait se révéler utile pour l’évaluation de l’efficacité probable des mesures de gestion 1211 du risque. 1212

Il convient de noter que le type d’évaluation n’est pas nécessairement statique; il est 1213 possible de passer d’un type d’évaluation à un autre à la lumière des données recueillies 1214 pendant les premières étapes de l’étude, comme l’indiquent les flèches dans la figure 2-1. 1215 Les études de sites consistent souvent, dans un premier temps, à évaluer l’état du site 1216 pour déterminer principalement si les conditions actuelles sont acceptables. Selon les 1217 résultats obtenus, les volets subséquents de l’analyse peuvent mettre davantage l’accent 1218 sur la causalité ou sur la prévision des changements au fil du temps. 1219

2.2.2. Contexte réglementaire 1220

Le contexte réglementaire dans lequel 1221 se déroule une ÉRÉ intervient dans la 1222 détermination de sa portée et des 1223 contraintes d’ordre technique. 1224

Instruments juridiques et politiques – 1225 Dans l’énoncé du problème, il faut tenir compte des différentes politiques et des divers 1226 instruments juridiques fédéraux ou autres (p. ex., provinciaux) applicables à un site 1227 donné; il y aurait lieu de promouvoir la cohérence entre l’ÉRÉ et les exigences de ces 1228 instruments juridiques. Voici quelques exemples de lois fédérales pertinentes pour les 1229 ÉRÉ : Loi sur les pêches, Loi canadienne sur la protection de l’environnement (1999), 1230 Loi sur les espèces en péril, Loi de 1994 sur la convention concernant les oiseaux 1231 migrateurs, Loi canadienne sur l’évaluation environnementale et Loi sur les parcs 1232 nationaux du Canada. Il existe beaucoup d’autres instruments juridiques pertinents, tant à 1233 l’échelon fédéral qu’à l’échelon provincial (pour plus de détails, consulter par exemple le 1234

Concept clé :

L’ÉRÉ d’un site fédéral destiné à un démantèlement pourrait être soumise aux lois et aux politiques provinciales.

2-14

SAB-CS, 2008). Le contexte réglementaire peut influer directement sur les détails 1235 techniques d’une ÉRÉ. Par exemple, l’objectif de protection concernant une espèce en 1236 péril (rare ou en voie de disparition) peut différer beaucoup de celui appliqué à une 1237 espèce commune. La Loi sur les espèces en péril exige la protection des organismes 1238 individuels s’ils appartiennent à une espèce en péril, alors que, pour des espèces 1239 communes, l’ÉRÉ pourrait viser la protection d’une population. En outre, l’ÉRÉ pourrait 1240 ne pas s’intéresser à certains aspects de la contamination s’ils font l’objet d’autres 1241 mesures réglementaires (mais les impacts cumulatifs ne doivent pas être ignorés); par 1242 exemple, les rejets de contaminants qui sont permis en vertu de certains règlements. 1243 Selon les objectifs de l’ÉRÉ, il pourrait être ou ne pas être approprié d’examiner 1244 explicitement les conséquences de ces rejets (p. ex., pour une évaluation du risque d’un 1245 plan d’eau de compétence fédérale qui serait effectuée à proximité du point de rejet 1246 d’effluents municipaux, il pourrait être nécessaire d’examiner les effets du rejet 1247 d’effluents afin de distinguer les sources possibles de dégradation de la qualité de l’eau). 1248

Utilisation du terrain – Il importe 1249 généralement de connaître l’affectation 1250 du site terrestre au moment de 1251 déterminer s’il est contaminé ou non, 1252 parce que les lignes directrices 1253 concernant l’évaluation préalable, dans 1254 le cas d’un contaminant donné, peuvent 1255 varier selon l’utilisation faite du terrain. De plus, cette utilisation (qu’il s’agisse de sa 1256 vocation ou de son utilisation courante) a d’autres incidences importantes sur l’ÉRÉ. 1257 Premièrement, les principes sur lesquels s’appuient des aspects techniques de l’ÉRÉ 1258 peuvent porter spécifiquement sur une forme d’utilisation du terrain. Ainsi, les objectifs 1259 de protection peuvent différer selon qu’il s’agit d’un parc ou d’une propriété industrielle. 1260 Deuxièmement, l’utilisation courante du terrain d’un site peut limiter la portée des risques 1261 (particulièrement au regard des voies d’exposition) qu’il faut étudier. Ainsi, dans un site 1262 où le sol n’est pas exposé (à cause de l’utilisation actuelle ou future du site), de nombreux 1263 groupes de récepteurs pourraient ne pas être présents à cet endroit. Troisièmement, 1264 l’utilisation des terrains adjacents au site peut également réduire la portée de l’ÉRÉ. Par 1265 exemple, lorsqu’un site est situé au centre d’une agglomération urbaine, il est sans doute 1266 inutile d’envisager que de grands mammifères puissent être des récepteurs. À l’inverse, 1267 dans un milieu relativement éloigné, un site comparable et de même dimension pourrait 1268 exiger la prise en compte des grands mammifères habitant dans des secteurs contigus, 1269 mais se rendant sur le site pour s’alimenter. Dans un même temps, il faut faire preuve de 1270 prudence avec cette approche parce que l’utilisation du terrain peut avoir un impact sur 1271 l’évaluation dans le cas d’une CVÉ (p. ex., récepteurs terrestres) mais pas dans le cas 1272 d’autres CVÉ pertinentes (p. ex., celles liées à l’eau de surface, aux sédiments ou à l’eau 1273 souterraine). Le cas échéant, l’énoncé du problème devrait faire état des incidences sur 1274 l’ÉRÉ découlant de l’utilisation actuelle et d’une future utilisation possible de tout site 1275 donné. 1276

Concept clé :

Les hypothèses relatives à de futures utilisations du terrain peuvent influer sur le choix des voies d’exposition considérées dans l’ÉRÉ.

2-15

2.2.3. Examen des renseignements existants sur les sites 1277

Tous les énoncés de problème commencent par 1278 un examen des renseignements existants sur 1279 les sites. L’énoncé du problème constitue la 1280 première étape officielle de l’évaluation du 1281 risque, mais, dans les faits, il existe une 1282 quantité variable de renseignements de base 1283 issus des études sur le site qui peuvent servir à l’énoncé du problème. L’examen de ces 1284 renseignements permet donc de résumer l’information pertinente sur les sources de 1285 contamination et sur leur répartition, sur les voies de transport et sur les attributs 1286 biologiques d’un site. 1287

Ces renseignements de base sont notamment : 1288

• la documentation – une liste des documents disponibles et pertinents au site; 1289

• la description du site – emplacement, configuration, etc.; 1290

• l’examen des évaluations environnementales antérieures du site et des résultats 1291 (p. ex., substances chimiques présentes sur le site, sources passées et actuelles de 1292 contamination, lignes directrices utilisées pour l’examen préalable, etc.); 1293

• s’il y a lieu, l’examen des données traitant du risque pour le site (si des études 1294 antérieures sur le risque y ont été effectuées ou si l’énoncé du problème a été un 1295 processus itératif). 1296

Pour certaines ÉRÉ complexes, l’examen des renseignements existants pourrait faire 1297 l’objet d’un chapitre distinct de l’énoncé du problème. 1298

Compte tenu de l’abondance, du type et de la qualité des données d’études 1299 environnementales dont on dispose sur le site en question, il faut déterminer s’il est 1300 justifié de réaliser une étude additionnelle avant d’entreprendre les activités d’évaluation 1301 du risque, comme l’énoncé du problème. La décision sera prise en fonction du site et 1302 dépendra notamment de la façon dont l’ÉRÉ servira à atteindre les objectifs de gestion du 1303 site. Si d’importantes lacunes dans les données étaient relevées, les évaluateurs du risque 1304 et les gestionnaires du site devraient évaluer la pertinence d’obtenir des données 1305 additionnelles avant de rédiger l’énoncé du problème. Par ailleurs, certains aspects d’un 1306 projet ou composantes spatiales peuvent se dérouler selon un calendrier différent. 1307

1308

1309

1310

1311

1312

Concept clé :

Pour un praticien, le défi est de produire un résumé succinct des principaux résultats, en termes du risque, des études sur le site.

2-16

2.2.4. Contaminants potentiellement préoccupants 1313

Comme il est indiqué dans le glossaire, les contaminants préoccupants (CP) sont ceux qui 1314 feront l’objet de considération dans le cadre de l’ÉRÉ4. Dans cette section, nous 1315 examinerons les grandes catégories de sources de CP dont il faut tenir compte dans une 1316 ÉRÉ pour ensuite porter notre attention sur le processus de sélection des CP. Enfin, nous 1317 passerons en revue les caractéristiques des CP qui doivent être comprises avant d’aborder 1318 les éléments suivants de l’énoncé du problème. 1319

2.2.4.1. Sources de CP 1320

Il importe de comprendre la nature des sources de CP afin de déterminer quelles sont les 1321 voies probables d’exposition. Voici des catégories de sources de CP qu’on trouve sur les 1322 sites : 1323

• sources ponctuelles (p. ex., déversements passés, rejets courants d’effluents par 1324 une source ponctuelle); 1325

• sources diffuses (p. ex., eau souterraine, eau de surface ou sédiments contaminés; 1326 eau de ruissellement); 1327

• canalisations souterraines, comme les égouts, les pipelines et autres structures 1328 enfouies pouvant contribuer à la contamination; 1329

• voies naturelles d’infiltration comme les fractures dans les couches calcaires qui 1330 facilitent le déplacement des CP; 1331

• sources hors site importantes (y compris le transport atmosphérique sur de 1332 grandes distances) dont on doit tenir compte parce qu’elles peuvent être 1333 confondues avec la contamination propre au site ou parce qu’elles contribuent aux 1334 risques cumulatifs. 1335

Afin de déterminer les sources de contamination, il faut connaître de manière détaillée le 1336 site, mais aussi l’utilisation des terrains qui y sont contigus et l’emplacement du site – 1337 c’est essentiel pour déterminer les sources hors site en particulier. En règle générale, il est 1338 possible de résumer les renseignements pertinents pour partir des documents d’étude du 1339 site. En fait, les documents d’évaluation de site font généralement une distinction entre 1340 les secteurs du site selon leur utilisation passée et d’autres facteurs, et désignent ensuite 1341

4 Dans certaines provinces, l’expression « contaminants potentiellement préoccupants » (CPP) renvoie à la liste initiale de substances prises en compte, tandis que l’expression « contaminants préoccupants » désigne la liste finale des substances établie à la suite du processus de sélection mené dans le cadre de l’énoncé du problème. Dans d’autres provinces, l’expression « contaminant préoccupant » n’est pas du tout utilisée, et la liste finale est appelée la liste des contaminants potentiellement préoccupants (CPP). Dans les présentes directives, l’expression « contaminant préoccupant » désigne la liste finale des substances choisies aux fins d’évaluation du risque à la fin du processus d’énoncé du problème.

2-17

les CP précis qui sont associés à chaque zone de préoccupation environnementale 1342 potentielle (ZPEP). Ce degré de résolution des sources de CP est souvent aussi utile à 1343 l’ÉRÉ. 1344

2.2.4.2. Sélection des CP 1345

La sélection des contaminants préoccupants (CP) est une importante étape préalable du 1346 processus d’énoncé du problème. La liste produite à partir des rapports d’étude du site en 1347 constitue ordinairement le point de départ, même s’il est important de vérifier s’il est 1348 pertinent de tenir compte d’autres CP avant de passer à l’évaluation du risque. La liste 1349 initiale des contaminants établie à partir de rapports d’étude du site est souvent 1350 considérée comme une liste préliminaire de contaminants préoccupants ou comme une 1351 liste de contaminants potentiellement préoccupants (CPP), qui sera réduite à une liste 1352 finale de CP pendant l’énoncé du problème. Des règlements peuvent exiger de tenir 1353 compte de tous les CPP relevés dans le cadre de l’étude du site; cependant, la liste finale 1354 des CP choisis pour l’ÉRÉ peut présenter des différences pour diverses raisons. Les 1355 organismes de réglementation et les gestionnaires du site doivent convenir d’un processus 1356 de sélection des CP le plus tôt possible dans le cadre de l’ÉRÉ. Il est essentiel de bien 1357 choisir les CP afin que l’ÉRÉ tienne compte de tous les contaminants importants et pour 1358 éviter d’effectuer des analyses inutiles de contaminants pour lesquels il n’est pas justifié 1359 de mener une évaluation. 1360

La présente section porte avant tout sur les principales considérations guidant le choix des 1361 CP. Bon nombre de ces questions sont reprises dans des documents du CCME (2012) et 1362 du SAB-CS (2008). 1363

1. Lignes directrices5 applicables – La plupart des autorités compétentes au Canada 1364 ont des lignes directrices pour la qualité de l’environnement pour les contaminants 1365 préoccupants courants. Lorsque la seule partie en cause est le gouvernement 1366 fédéral, il y aurait lieu de suivre les Recommandations canadiennes pour la 1367 qualité de l’environnement (RCQE) ou les Recommandations fédérales pour la 1368 qualité de l’environnement lors de l’évaluation préalable. 1369

Un ensemble de lignes directrices peut offrir plusieurs options selon l’utilisation 1370 du terrain ou de l’eau, la texture du sol, les voies de transport ou d’exposition ou 1371 d’autres facteurs. Lorsque les lignes directrices reposent à la fois sur des 1372 composantes écologiques et humaines, il peut être raisonnable d’exclure la 1373 composante de santé humaine si des raisons le justifient. 1374

5 Le terme « lignes directrices » est employé au sens large dans la présente section et désigne les recommandations chiffrées, les critères, les normes ou toute autre référence réglementaire ou stratégique susceptible de servir à la sélection préalable des CP.

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De plus, s’il existe des données sur le site portant sur plus d’un milieu, il pourrait 1375 être acceptable d’accorder la préséance à l’un d’eux (p. ex., dans le cas de la voie 1376 de transport sol-eau souterraine, s’il existe des lignes directrices pour les sols, il 1377 pourrait être acceptable de ne pas examiner les données recueillies à l’aide de ces 1378 lignes directrices s’il existe aussi un ensemble rigoureux de données sur l’eau 1379 souterraine). Consulter l’autorité compétente pour déterminer les lignes directrices 1380 à appliquer à une évaluation préalable du risque. 1381

2. Substances pour lesquelles il n’existe pas de lignes directrices – Dans certains 1382 cas, des substances associées à un site peuvent exister en concentrations élevées, 1383 mais ne pas faire l’objet de RCQE ni de lignes directrices dans la province ou le 1384 territoire en cause. Le cas échéant, il faut décider soit d’inclure ces substances 1385 dans l’ÉRÉ, soit d’utiliser d’autres méthodes d’évaluation préalable, telle 1386 l’adoption de lignes directrices 1387 d’autres autorités compétentes. Dans 1388 ce cas, il faut connaître la politique de 1389 la province ou du territoire en cause 1390 concernant l’utilisation de lignes 1391 directrices d’autres autorités 1392 compétentes et le degré de protection 1393 inhérent à ces lignes directrices. Il est 1394 également important de consulter l’autorité compétente au début du processus 1395 d’évaluation du risque pour s’assurer que les lignes directrices choisies recevront 1396 son appui. Une autre façon de procéder est de soumettre les CP d’un milieu à une 1397 évaluation préalable en utilisant des lignes directrices applicables à un autre 1398 milieu (p. ex., application d’un facteur d’incertitude à des données sur l’eau de 1399 surface pour faciliter la comparaison avec des lignes directrices applicables à 1400 l’eau souterraine) – cette approche ne reçoit pas l’appui de toutes les autorités 1401 compétentes et n’est pas recommandée, à moins d’être solidement justifiée. 1402 Quand il n’existe pas de lignes directrices pour une substance donnée, 1403 l’évaluateur du risque devrait chercher à savoir pourquoi. Il arrive souvent que des 1404 lignes directrices pour la qualité de l’environnement ne soient pas mises en œuvre 1405 parce que la fiabilité des données scientifiques disponibles est incertaine. Il 1406 faudrait aussi que l’examen des substances en présence dépasse le cadre des 1407 stresseurs chimiques classiques pour porter également sur les macroéléments 1408 (p. ex., le phosphore), l’oxygène dissous ou d’autres importants indicateurs de la 1409 qualité de l’habitat et de sa quantité, qui sont susceptibles de contribuer largement 1410 au risque total pour un site donné. L’évaluateur du risque devrait présenter une 1411 justification pour l’inclusion de substances ne faisant pas l’objet de lignes 1412 directrices, mais il devrait aussi présenter une justification s’il les exclut et 1413 qu’elles présentent un lien avec le site. Il arrive souvent que des substances non 1414 examinées au cours de l’étude du site le soient dans le cadre de l’ÉRÉ. 1415

1416

Concept clé :

Peu importe qu’elles aient été considérées ou non au moment de l’étude sur le site, les substances ne faisant pas l’objet de lignes directrices méritent souvent d’être examinées dans l’ÉRÉ.

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1417

3. Concentrations de fond – Il arrive 1418 parfois que les concentrations de 1419 fond d’une substance soient 1420 supérieures aux lignes directrices 1421 génériques. Le cas échéant, il 1422 pourrait être bon de comparer les 1423 concentrations mesurées aux 1424 concentrations de fond plutôt qu’aux lignes directrices. Cela pourrait signifier 1425 notamment de comparer les concentrations mesurées à des données de fond 1426 « régionales » ou à des données localisées. Par exemple, les mines métallifères 1427 sont généralement situées dans des régions où les concentrations de métaux sont 1428 naturellement élevées. Là où les concentrations de fond sont susceptibles d’être 1429 élevées, il convient de définir minutieusement les conditions de référence ou 1430 encore d’appliquer des méthodes d’échantillonnage par gradient en remontant à 1431 un point assez éloigné du site pour établir des concentrations de fond valables 1432 pour les CP en cause. Consulter l’autorité compétente pour connaître les critères 1433 d’utilisation des conditions de référence et des concentrations de fond dans une 1434 évaluation du risque. 1435

4. Absorption par le réseau trophique – Si les lignes directrices pour la qualité de 1436 l’environnement reposent sur la protection des récepteurs des premiers niveaux du 1437 réseau trophique (p. ex., les invertébrés), il importe de déterminer s’il faut 1438 effectuer une évaluation préalable des CP et, dans l’affirmative, de quelle manière 1439 il faut procéder, en vue de l’évaluation de l’exposition des récepteurs des niveaux 1440 trophiques supérieurs. Par exemple, les recommandations canadiennes provisoires 1441 pour la qualité des sédiments d’eau douce (RPQS; CCME, 1999a) ne servent pas 1442 à protéger les organismes des niveaux trophiques supérieurs – en ce qui concerne 1443 les substances potentiellement bioaccumulables, les Recommandations 1444 canadiennes pour les résidus dans les tissus : protection des espèces fauniques 1445 consommant le biote aquatique (CCME, 1999b) conviennent davantage, mais 1446 elles ne couvrent pas toutes les substances pertinentes. On sait que certaines 1447 substances sont bioaccumulables ou bioamplifiées (ou encore sont désignées 1448 comme telles dans des politiques ou des documents réglementaires), mais pour 1449 d’autres substances, la nécessité d’examiner l’absorption par le réseau trophique 1450 pourrait dépendre des caractéristiques du site. L’évaluation de l’exposition par le 1451 biais du réseau trophique est généralement axée sur des récepteurs dont le 1452 domaine vital est définissable. Il s’agit donc de déterminer s’il faut procéder à une 1453 évaluation préalable à partir d’échantillons individuels ou de statistiques 1454 sommaires à l’échelle d’un secteur (on discutera plus amplement de cette question 1455 ci-dessous). 1456

Concept clé :

Des données recueillies à l’extérieur du site peuvent situer dans leur contexte des données sur des substances observées à des concentrations naturelles élevées, supérieures aux lignes directrices.

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5. Recours à des statistiques – La plupart des évaluateurs du risque procèdent à une 1457 évaluation préliminaire 1458 des données en utilisant 1459 la concentration 1460 maximale d’un CP dans 1461 un milieu donné. 1462 Cependant, si cette 1463 concentration dépasse 1464 les lignes directrices 1465 applicables et que le 1466 récepteur est mobile, on 1467 devrait envisager 1468 l’utilisation de 1469 statistiques sommaires 1470 (p. ex., pour le milieu terrestre, il pourrait être utile de comparer la limite 1471 supérieure de l’intervalle de confiance de la moyenne à 95 % [LSICM] ou le 1472 90e centile de la concentration aux lignes directrices). Les évaluateurs du risque 1473 peuvent procéder au cas par cas en tenant compte de facteurs tels que le nombre 1474 d’échantillons, l’espacement entre les points d’échantillonnage, la saison ou la 1475 période d’échantillonnage (notamment dans un milieu aquatique) et les 1476 caractéristiques des récepteurs. Il faut justifier toutes les décisions qui sont prises. 1477 Par défaut, dans le cas de récepteurs immobiles (plantes, petits invertébrés), la 1478 concentration maximale d’un CP devrait constituer un point de départ prudent. 1479 Dans le cas de récepteurs mobiles se trouvant dans une zone d’exposition 1480 caractérisée par plusieurs échantillons, mais de dimension plus petite que le 1481 domaine vital typique, la concentration maximale pourrait servir de point de 1482 départ prudent si le nombre d’échantillons est inférieur à 10. S’il y a plus de 1483 10 échantillons, il faut alors consulter l’autorité compétente pour s’informer de 1484 l’utilisation des statistiques sur son territoire. Généralement, la limite supérieure 1485 de l’intervalle de confiance de la moyenne à 95 % et le 90e centile sont considérés 1486 comme des estimations raisonnables du risque si l’on dispose de justifications à 1487 l’appui et d’un nombre élevé d’échantillons prélevés dans une zone abritant des 1488 récepteurs mobiles. Il faut cependant vérifier si l’autorité compétente appuie 1489 l’utilisation de cette mesure statistique pour le milieu environnemental en cause. 1490 Pour les sols, les praticiens devraient consulter l’autorité compétente locale sur 1491 l’utilisation des statistiques dans la caractérisation de l’exposition aux sols 1492 contaminés. Un guide du CCME (CCME, 2012) donne des indications générales 1493 sur la caractérisation de volumes de matières contaminées à l’aide de données 1494 statistiques, fournissant notamment des orientations sur la caractérisation d’une 1495 zone de contamination à laquelle peut être exposé un récepteur donné. Dans le cas 1496 de l’eau, il faut prêter attention à la nature temporelle des données; si les données 1497 ont été recueillies pendant deux événements distincts, il peut être approprié 1498

Concept clé :

Avec les récepteurs immobiles, il peut être approprié d’utiliser les concentrations maximales dans le sol ou dans d’autres milieux.

Avec les récepteurs mobiles, le fait de ne présumer d’une exposition que dans le pire scénario de concentrations dans le sol ou dans les sédiments est une approche très prudente. Si la taille de l’échantillonnage est raisonnable (p. ex., au moins 10 échantillons dans le secteur d’un récepteur), il est plus réaliste d’utiliser des centiles ou la limite supérieure de l’intervalle de confiance de la moyenne des concentrations.

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d’utiliser des données sommaires pour chaque événement séparément. Enfin, les 1499 statistiques sommaires fondées sur toutes les données pourraient nécessiter qu’on 1500 se penche sur des données ponctuelles lorsque la concentration d’un contaminant 1501 passe sous la limite de détection. Le cas échéant, les évaluateurs du risque 1502 devraient présenter une justification claire, assortie d’une justification statistique 1503 au besoin, concernant le choix des méthodes employées pour traiter ces données 1504 (voir, par exemple, CCME [2012] pour des renseignements additionnels). 1505

6. Profondeur d’échantillonnage – La détermination de la profondeur 1506 d’échantillonnage appropriée dans le sol et les sédiments (et plus rarement dans 1507 l’eau6) peut parfois se révéler une tâche complexe. Les autorités compétentes ont 1508 parfois des politiques qui normalisent les profondeurs à considérer comme 1509 profondeurs d’échantillonnage dans le cas de différentes voies ou de divers 1510 récepteurs. Dans de nombreux sites, il est possible de normaliser la profondeur 1511 des sédiments ou de « la couche superficielle du sol » (p. ex., utiliser une valeur 1512 normative par défaut attribuée à la profondeur d’enracinement des plantes), mais 1513 ce n’est pas une règle universelle. 1514 Par exemple, l’horizon superficiel 1515 d’un sol peut s’étendre davantage 1516 en profondeur quand il contient 1517 des racines pivotantes. À l’inverse, 1518 dans un sol dépourvu de plantes 1519 enracinées bien en profondeur (ou 1520 si l’utilisation prévue du site exclut 1521 leur présence), la plage de 1522 profondeur de la « surface » du sol 1523 serait moindre. Autre exemple : 1524 certains CP ou certains récepteurs 1525 peuvent être associés à la couche 1526 humique uniquement, et pas à la 1527 couche inorganique sous-jacente. 1528 Dans ce cas, la profondeur 1529 d’échantillonnage aux fins de 1530 l’évaluation préalable pourrait ne 1531 pas être une valeur fixe, mais 1532 varier selon l’épaisseur de la 1533 couche humique. 1534

Par défaut, lorsqu’on ne dispose d’aucun renseignement sur le site pour 1535 déterminer la profondeur de la couche de sol en surface, toutes les données 1536

6 La profondeur d’échantillonnage peut être importante, par exemple, dans les lacs où l’eau est stratifiée.

Concept clé :

La profondeur d’échantillonnage appropriée dans le sol et les sédiments pour l’évaluation des CP peut varier selon les sites et les groupes de récepteurs. Par défaut, toutes les données recueillies dans le premier 1,5 m de sol sont jugées pertinentes pour l’évaluation préalable de l’exposition dans la couche superficielle du sol et toutes les données recueillies dans le premier mètre de sédiments devraient également servir à l’évaluation préalable de l’exposition dans la couche superficielle de sédiments de surface. Toutefois, dans la mesure du possible, la profondeur pertinente pour l’évaluation préalable est établie pour chaque site, en tenant compte de facteurs tels que la profondeur de la bioturbation et les régimes de dépôt et d’érosion.

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comprises dans le premier 1,5 m de sol devraient servir à l’évaluation préalable de 1537 l’exposition dans la couche superficielle de sol, conformément au standard 1538 pancanadien relatif aux hydrocarbures pétroliers dans le sol (CCME, 2008b). Pour 1539 l’exposition dans les sédiments, on utilise par défaut toutes les données recueillies 1540 dans le premier mètre. Il convient cependant d’utiliser avec prudence ces 1541 profondeurs par défaut pour s’assurer qu’elles reflètent bien l’exposition et 1542 qu’elles ne la diluent pas par un échantillonnage trop profond (voir, par exemple, 1543 le chapitre 3). Par exemple, dans les milieux aquatiques, les profondeurs 1544 d’échantillonnage sont influencées par les vitesses de sédimentation, et 1545 l’utilisation de sédiments prélevés en profondeur risque de diluer les effets 1546 observés dans les sédiments de surface. De même, il arrive que les contaminants 1547 du sol d’origine atmosphérique aient un impact seulement sur les premiers 1548 centimètres du profil pédologique et peu d’influence sur le premier mètre de sol 1549 dans son ensemble. Dans tous les cas, une justification devrait être fournie; il est 1550 également recommandé de consulter l’autorité compétente pour s’assurer du 1551 respect des politiques en vigueur. 1552

Il est possible que la profondeur des sols et des sédiments qui a été déterminée 1553 pour l’évaluation préalable des CP ne soit pas la même que pour l’évaluation de 1554 l’exposition pour chaque groupe de récepteurs. La profondeur des sols et des 1555 sédiments prise en compte dans l’évaluation de l’exposition est décrite au 1556 chapitre 3. 1557

Pour certaines ÉRÉ, on tiendra compte explicitement des couches en profondeur 1558 de sol ou de sédiments : 1559

a) s’il existe une possibilité ou un événement prévu qui entraînerait 1560 l’exposition de ces couches (notamment par érosion ou par enlèvement de 1561 la couche superficielle); ou 1562

b) s’il existe une possibilité que les contaminants enfouis en profondeur 1563 soient mis en mouvement et qu’ils puissent atteindre des récepteurs (p. ex., 1564 par entraînement dans l’eau souterraine). 1565

7. Densité et couverture d’échantillonnage – L’évaluation préalable des CP en vue 1566 d’une ÉRÉ commence ordinairement après que l’étude du site ait permis de délimiter 1567 l’étendue de la contamination en superficie et en profondeur d’une façon 1568 satisfaisante. Cependant, la densité et la couverture (dans le plan horizontal et 1569 vertical) de l’échantillonnage varient d’un site à l’autre et, dans certains cas, l’ÉRÉ 1570 est entreprise avant que les diverses activités d’évaluation du site soient rendues à 1571 terme. Dans des conditions idéales, les évaluateurs des risques participent à la 1572 planification de l’étude dès le début du processus afin d’établir une densité 1573 d’échantillonnage qui soit pertinente pour l’évaluation préalable et la caractérisation 1574 de l’exposition à une étape ultérieure de l’ÉRÉ. Plus précisément, la densité 1575 d’échantillonnage doit être suffisante, et les échantillons doivent être représentatifs 1576

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des conditions du site visé par l’ÉRÉ. Si les données sont limitées, les évaluateurs du 1577 risque devraient vérifier s’ils en possèdent assez pour justifier l’exclusion de certains 1578 CP, compte tenu de l’absence de dépassements des lignes directrices dans les 1579 échantillons prélevés. Les autorités compétentes ont peut-être déjà des lignes 1580 directrices sur les densités d’échantillonnage à privilégier pour divers scénarios. Les 1581 praticiens devraient consulter l’autorité compétente et les guides d’échantillonnage 1582 actuels du CCME pour déterminer l’étendue et la densité de l’échantillonnage 1583 (CCME, 2012). 1584

8. Qualité des données – Au moment de l’évaluation des données, il importe de 1585 s’interroger sur leur qualité, particulièrement en tenant compte des limites de 1586 détection des méthodes d’analyse. Si les limites de détection associées à de 1587 nombreuses données, sinon toutes, sont supérieures aux limites établies par les lignes 1588 directrices applicables, on ne peut alors se servir de ces données pour exclure des CP. 1589 Les praticiens doivent s’assurer que les plans d’échantillonnage et d’analyse 1590 énoncent des objectifs de qualité des données qui répondent aux besoins de l’ÉRÉ et 1591 qui sont conformes aux exigences gouvernementales actuelles. Le CCME fournit 1592 également des orientations sur la qualité des données dans les activités 1593 d’échantillonnage (voir, par exemple, CCME [2012] et EPA [2006] pour plus de 1594 détails). Dans certains cas, il peut se révéler nécessaire d’avoir recours à des 1595 méthodes offrant une meilleure résolution ou à des méthodes d’extraction 1596 déterminées pour parvenir à l’exactitude et à la précision requises dans l’ÉRÉ. 1597

9. Forme des contaminants – Les évaluateurs du risque devraient faire preuve de 1598 diligence au moment de définir les formes pertinentes des contaminants et de 1599 déterminer le mode d’identification des contaminants. Les voies d’exposition définies 1600 dans l’ÉRÉ contribueront à déterminer la ou les formes des contaminants à prendre en 1601 compte (p. ex., total ou dissous, degré d’oxydation, ou ajustements pour tenir compte 1602 des conditions environnementales comme le pH). Le type de contamination et la 1603 disponibilité de données toxicologiques peuvent déterminer sous quelle forme les 1604 contaminants seront examinés dans l’ÉRÉ. Prenons l’exemple des BPC : il serait 1605 possible d’effectuer une ÉRÉ en la faisant porter sur les BPC totaux, sur un ou 1606 plusieurs congénères, sur des homologues sélectionnés ou encore sur des mélanges 1607 d’Aroclor. On peut aussi, ou en plus, évaluer des BPC s’apparentant aux dioxines à 1608 l’aide du modèle d’équivalence toxique (ÉT) qui permet d’évaluer ensemble les effets 1609 combinés de tous les composés de type dioxine. L’intérêt de chacune de ces 1610 approches dépend du type de récepteur, de la signature chimique sur le site et de la 1611 disponibilité de données sur des effets appariés pour chaque méthode de 1612 quantification. 1613

1614

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1615

2.2.4.3. Caractéristiques des CP 1616

Dans l’énoncé du problème, les 1617 caractéristiques des CP aident 1618 beaucoup à déterminer quels sont les 1619 récepteurs, les voies d’exposition et les 1620 paramètres en jeu. Ces caractéristiques 1621 peuvent être regroupées en deux types 1622 – 1) le transport et le devenir (y compris la biodisponibilité) et 2) les effets. 1623

Transport et devenir – Les caractéristiques relatives au transport et au devenir des CP 1624 déterminent de quelle façon s’effectue le déplacement des contaminants des sources vers 1625 les différents compartiments de l’environnement (eau, sol, sédiments et biote). Elles 1626 aident aussi à déterminer sur quels récepteurs et sur quelles voies d’exposition l’ÉRÉ doit 1627 porter. Par exemple, les organismes benthiques associés aux sédiments pourraient faire 1628 l’objet d’une évaluation si les contaminants étaient transportés dans l’eau souterraine 1629 depuis un site en amont jusqu’à un milieu aquatique. La description du transport et du 1630 devenir est généralement qualitative, mais on devrait employer des mesures chiffrées 1631 lorsque c’est possible. Par exemple, le coefficient de partage octanol-eau (Koe) des 1632 composés organiques nous renseigne sur le potentiel de bioaccumulation et de 1633 bioamplification (les substances à Koe élevé ont tendance à passer dans la matière 1634 organique). La valeur seuil appliquée dans le Système national de classification des lieux 1635 contaminés du CCME (CCME, 2008a) est le log (Koe) de 4. Au-delà de cette valeur, 1636 l’exposition par transfert à la chaîne trophique devient probable. Le Règlement sur la 1637 persistance et la bioaccumulation pris en application de la LCPE (DORS/2000-107) 1638 prescrit l’utilisation d’un log (Koe) de 5 ou plus pour déterminer le potentiel de 1639 bioaccumulation d’un contaminant (d’autres méthodes reposent sur l’ampleur des 1640 facteurs de bioaccumulation ou de bioconcentration). Il est essentiel de fournir une 1641 justification toutes les fois qu’une voie d’exposition est exclue à cause des propriétés 1642 relatives au transport et au devenir des CP. 1643

La biodisponibilité est un déterminant important de la répartition des CP entre les milieux 1644 abiotiques et les organismes vivants. Un CP qui est fixé à des particules de sol peut être 1645 éliminé par l’appareil digestif d’un récepteur en étant très peu, voire pas du tout, assimilé, 1646 tandis qu’un CP dissous dans l’eau sera absorbé par l’organisme et se fixera dans les 1647 tissus et sera ainsi beaucoup plus biodisponible. 1648

L’examen des caractéristiques relatives au transport et au devenir des CP inclut les 1649 processus possibles de décomposition de ces substances. Certains contaminants libèrent 1650 des produits de décomposition qui peuvent être aussi, voire plus toxiques que le composé 1651 d’origine. Dans certains cas (la contamination par les HAP du biote aquatique par 1652 exemple), le métabolisme de la substance d’origine est étroitement lié au récepteur. 1653

Concept clé :

La compréhension des caractéristiques d’un CP aide à déterminer comment il peut poser des risques et quels récepteurs sont les plus susceptibles d’en subir les effets.

2-25

Le transport et le devenir des CP dépendent des propriétés physiques et chimiques, ainsi 1654 que des caractéristiques précises du compartiment environnemental du site. C’est pour 1655 cela que les paramètres classiques déterminés dans le cadre des programmes de collecte 1656 de données chimiques sont importants – par exemple, le pH du sol, la dureté de l’eau, la 1657 teneur en matière organique du sol ou des sédiments ou encore la granulométrie 1658 sédimentaire. Ces paramètres influent sur le devenir (et la biodisponibilité) des CP non 1659 seulement entre les compartiments abiotiques, mais également entre les compartiments 1660 abiotiques et biotiques. 1661

Effets – L’examen des caractéristiques des effets des CP met l’accent sur les types 1662 d’organismes susceptibles d’être affectés par ces CP et sur les mécanismes d’action 1663 pertinents. Il est rarement nécessaire de compiler des renseignements pour chaque 1664 récepteur particulier. Il faut plutôt dresser une liste des grandes caractéristiques 1665 appropriées aux groupes de récepteurs clés aux fins d’élaboration de l’énoncé du 1666 problème. On peut parfois préciser les concentrations ou les doses associées à des effets 1667 nocifs donnés, et cela contribue à déterminer les paramètres des effets apparemment les 1668 plus sensibles et, par le fait même, les candidats qui pourraient faire l’objet d’une 1669 évaluation formelle des effets. Les caractéristiques des effets nous renseignent beaucoup 1670 sur les récepteurs à prendre en considération (p. ex., les groupes de récepteurs dont on 1671 sait qu’ils sont sensibles aux CP) et en vue du choix de paramètres (p. ex., ceux dont on 1672 sait qu’ils sont causés par les CP et qui sont pertinents pour l’ÉRÉ). Bien qu’il soit 1673 important d’avoir une connaissance de base du devenir et de la toxicité des CP dans 1674 l’environnement au moment de l’énoncé du problème, on procède normalement à un 1675 examen plus approfondi de la littérature scientifique sur les effets au moment de 1676 l’évaluation de ceux-ci dans le cadre de l’ÉRÉ (p. ex., pour établir une relation dose-effet 1677 au besoin). 1678

Les sites varient considérablement selon la nature et le degré de leur contamination. Les 1679 défis que pose la compréhension des effets possibles diffèrent dans la même mesure que 1680 la nature de la contamination change selon qu’il s’agisse de CP uniques, de plusieurs CP 1681 ou de mélanges complexes de CP. Lorsque de multiples contaminants sont présents dans 1682 un milieu exposé, ils peuvent interagir et produire des effets synergiques, additifs ou 1683 antagonistes. En définitive, le fait de ne pas tenir compte de ces interactions ou 1684 d’appliquer des modèles qui ne sont pas valides pourrait donner lieu à la formulation de 1685 conclusions erronées relativement au risque. Certains outils utilisés dans l’évaluation des 1686 effets conviennent mieux que d’autres à l’évaluation de mélanges de contaminants (voir 1687 le chapitre 4) ou d’un milieu contaminé particulier. Certaines interactions entre 1688 contaminants ont été bien définies. On pense ici au modèle du ligand biotique (BLM; Di 1689 Toro et coll., 2001; Paquin et coll., 2003) pour les métaux, au modèle ∑PAH (Swartz et 1690 coll., 1995; Ozretich et coll., 2000) pour les hydrocarbures aromatiques polycycliques et 1691 aux méthodes d’équivalent toxique (ÉT) pour les effets de type dioxine (CCME, 2002). 1692

En règle générale, il n’est pas nécessaire d’avoir une compréhension exhaustive des 1693 interactions entre contaminants à l’étape de l’énoncé du problème, et ce niveau de 1694

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connaissances pourrait ne pas être requis du tout (même à l’étape de l’évaluation des 1695 effets), compte tenu de la portée de l’ÉRÉ et des outils utilisés. 1696

À tout le moins, les évaluateurs du risque devraient tenter de déterminer les interactions 1697 potentiellement importantes lorsqu’ils documentent les modes d’action des CP à l’étape 1698 de l’énoncé du problème (p. ex., Menzie et coll., 2009). À partir de là, ils peuvent choisir 1699 la meilleure façon d’intégrer ces renseignements à l’ÉRÉ. 1700

2.2.5. Composante valorisée de l’écosystème 1701

Cette section énonce des directives 1702 techniques concernant le choix des 1703 récepteurs pour une ÉRÉ. Plus précisément, 1704 elles aident à déterminer de quels types de 1705 CVÉ il faudrait tenir compte sur le site ainsi 1706 qu’à choisir des RP appropriés et 1707 représentatifs de ces CVÉ. 1708

Dans le cadre d’une ÉRÉ, les CVÉ sont les 1709 composantes de l’écosystème que 1710 l’évaluateur des risques a désignées comme étant celles que l’ÉRÉ doit protéger. Les 1711 CVÉ, pour être considérées comme telles, doivent présenter les propriétés suivantes : 1712

• avoir une signification écologique intrinsèque; 1713

• avoir de l’importance pour les populations humaines; 1714

• avoir une valeur économique ou sociale; 1715

• servir de base de référence pour évaluer les effets des changements 1716 observés. 1717

Tout organisme autre que les humains, toute espèce, population ou communauté et tout 1718 habitat ou écosystème peut être une CVÉ. 1719

Comme nous l’avons vu plus tôt, dans une ÉRÉ, un récepteur préoccupant (RP) est tout 1720 organisme autre que les humains, toute espèce, toute population ou toute communauté 1721 susceptible d’être exposé(e) à des CP. Le RP peut être défini comme un sous-ensemble de 1722 la CVÉ. Un récepteur préoccupant peut être la même chose qu’une CVÉ, mais peut 1723 également être un substitut à une CVÉ ou être un élément utile dans un ensemble 1724 d’éléments de preuve pour déterminer les effets que subit une CVÉ. Par exemple, un 1725 milieu humide peut être une CVÉ. Plusieurs récepteurs préoccupants peuvent être choisis 1726 pour évaluer les principales caractéristiques de ce milieu humide (p. ex., des espèces en 1727 péril particulières, diverses communautés de plantes aquatiques, la transformation des 1728 éléments nutritifs et la rétention d’eau); ces caractéristiques font ensuite l’objet d’une 1729 évaluation pour déterminer le potentiel de risque direct et indirect que présentent certains 1730 contaminants pour la CVÉ. 1731

Concept clé :

Pour les récepteurs fauniques, l’ÉRÉ peut utiliser des RP de substitution pour décrire le risque auquel est exposée une CVÉ particulière, par exemple un groupe de récepteurs présentant des caractéristiques communes (petits mammifères omnivores, oiseaux piscivores, etc.).

2-27

Le degré d’organisation biologique auquel correspond une CVÉ n’est pas toujours le 1732 même. À l’échelle des niveaux trophiques inférieurs, la communauté est souvent désignée 1733 comme CVÉ (p. ex., une communauté de zooplancton ou une communauté d’invertébrés 1734 benthiques). À l’échelle des niveaux trophiques supérieurs, la CVÉ désignée est parfois 1735 un RP ou une espèce en particulier (p. ex., le vison, l’aigle). Le cas échéant, une espèce 1736 particulière peut être choisie en vue d’une évaluation directe ou comme espèce 1737 représentative (ou de substitution) d’organismes similaires. Comme il est décrit dans la 1738 présente section, lorsqu’il a recours à un organisme de substitution, l’évaluateur du risque 1739 devrait énumérer les groupes d’organismes que le RP est censé représenter. Dans la 1740 plupart des cas, les groupes sont des guildes trophiques (p. ex., petits mammifères 1741 omnivores, oiseaux piscivores ou poisson fourrage) plutôt que des groupes taxonomiques. 1742 En choisissant un RP de substitution donné, l’évaluateur du risque tient compte de la 1743 mesure dans laquelle ce RP devrait assurer la protection des espèces similaires ou de la 1744 CVÉ et, pour ce faire, se base sur la sensibilité du RP de substitution au contaminant et 1745 sur les caractéristiques de son cycle vital (régime alimentaire, domaine d’alimentation, 1746 etc.). La présente section présente des directives sur ces questions et comporte les 1747 sous-sections suivantes : 1748

• compilation de renseignements; 1749

• détermination des types de récepteurs; 1750

• critères pour le choix de RP de substitution (représentatifs) pour les CVÉ; 1751

• établissement de la relation entre les RP et l’énoncé du problème. 1752

2.2.5.1. Compilation de renseignements 1753

L’examen en vue du choix de récepteurs potentiels est fonction du site. La première étape 1754 est donc de comprendre les attributs écologiques du site. L’évaluateur du risque devrait 1755 commencer par compiler les renseignements suivants : 1756

• les caractéristiques générales du site (p. ex., couvert forestier, routes, bassin 1757 hydrographique, milieux humides); 1758

• les relevés locaux et régionaux d’habitats et les classifications des utilisations des 1759 terres; 1760

• les relevés des conditions et des paramètres environnementaux sur le site qui 1761 peuvent être pertinents pour tout niveau d’organisation biologique; 1762

• l’inventaire des espèces (flore et faune) et des cartes de l’aire de répartition des 1763 espèces; 1764

• la liste des espèces en péril (p. ex., les espèces rares ou en voie de disparition), ou 1765 ayant un statut similaire (p. ex., consulter la Loi sur les espèces en péril [LEP] et 1766 les listes provinciales). Le fait d’établir tôt dans le processus la possibilité qu’il y 1767

2-28

ait des espèces en péril offre l’occasion de tenir compte spécifiquement de ces 1768 espèces dans l’ÉRÉ; 1769

• d’autres listes émanant de divers gouvernements suggèrent ou exigent des CVÉ 1770 (p. ex., des « paramètres d’exposition chez les mammifères » et des « paramètres 1771 d’exposition chez les oiseaux » au Québec7; ou encore le document intitulé 1772 « Rationale for the development of generic soil and groundwater standards for use 1773 at contaminated sites in Ontario »8 en Ontario); 1774

• des renseignements fournis par des experts locaux et des résidants vivant dans le 1775 secteur ou à proximité; 1776

• la présence possible d’animaux domestiques (animaux d’élevage, chats, chiens) 1777 qui peuvent nécessiter un degré de protection spécifique (p. ex., la protection 1778 d’organismes individuels) ou la prise en compte d’un paramètre précis qu’on 1779 n’évalue généralement pas en lien avec des espèces sauvages (p. ex., le cancer). 1780

Si, à ce point-ci du processus, les 1781 renseignements demeurent limités ou ne 1782 sont simplement pas disponibles, les 1783 praticiens devraient envisager de se rendre 1784 sur le site avec un professionnel qualifié 1785 pour recueillir des renseignements (p. ex., 1786 sur les caractéristiques de base du site, sur 1787 les types d’habitats représentés et sur les récepteurs dont la présence est commune sur le 1788 site). Même si l’on dispose de renseignements, une visite du site permet de valider 1789 l’information existante et fournit une meilleure base pour déterminer les récepteurs. 1790 L’évaluation de l’utilisation faite du site devrait tenir compte des saisons, puisque 1791 certains récepteurs potentiels ne pourraient utiliser le site que pendant une partie de leur 1792 cycle vital. On emploie généralement des méthodes qualitatives de recensements propres 1793 à chaque site pour déterminer les récepteurs, mais aussi des méthodes quantitatives9. 1794

1795

2.2.5.2. Détermination des types de récepteurs 1796

On peut utiliser de nombreux types de récepteurs qui sont appropriés à une ÉRÉ. Selon 1797 les circonstances, des récepteurs préoccupants peuvent représenter une CVÉ ou une CVÉ 1798

7 On peut consulter ce document à http://www.ceaeq.gouv.qc.ca/index.asp. 8 On peut consulter ce document à http://www.ene.gov.on.ca/stdprodconsume/groups/lr/@ene/@resources/documents/resource/stdprod_081546.pdf.

Concept clé :

Les relevés d’habitat effectués par les biologistes de la faune peuvent aider les évaluateurs du risque à déterminer des RP appropriés.

2-29

http://www.ceaeq.gouv.qc.ca/index.asp

http://www.ene.gov.on.ca/stdprodconsume/groups/lr/@ene/@resources/documents/resource/stdprod_081546.pdf

http://www.ene.gov.on.ca/stdprodconsume/groups/lr/@ene/@resources/documents/resource/stdprod_081546.pdf

de substitution (voir les tableaux 2-1 et 2-2 pour les écosystèmes aquatiques et terrestres, 1799 respectivement). Les CVÉ de substitution sont souvent des espèces spécifiques pour les 1800 niveaux trophiques supérieurs (oiseaux et mammifères) et souvent des communautés pour 1801 les niveaux trophiques inférieurs. 1802

À l’étape de l’énoncé du problème, le 1803 praticien doit d’abord déterminer tous les 1804 types de récepteurs qui pourraient être 1805 inclus dans l’ÉRÉ et justifier les raisons 1806 qui l’on amené à choisir ou à exclure des 1807 types de récepteurs en particulier (on 1808 recommande à cette fin d’utiliser les 1809 tableaux 2-3 et 2-4 comme modèles pour les écosystèmes aquatiques et terrestres, 1810 respectivement). Le choix des CVÉ qui gouverneront l’évaluation du risque influencera 1811 grandement le choix des types de récepteurs qui seront inclus dans l’ÉRÉ. Une fois que 1812 les types de récepteurs ont été choisis, il faut sélectionner des CVÉ de substitution pour 1813 chacun d’eux. 1814

Le choix des RP devrait reposer sur tous les renseignements compilés sur le site et tenir 1815 compte de ce qui suit : 1816

• les RP qui devraient être 1817 représentatifs des divers niveaux 1818 trophiques, habitats, guildes 1819 alimentaires et environnements 1820 propres au site; 1821

• les RP qui pourraient être présents à 1822 l’extérieur du site sur des propriétés 1823 contiguës, mais utiliseraient le site ou pourraient être affectés par la contamination 1824 du site; 1825

• les RP qui devraient normalement se trouver sur le site à des saisons ou à des 1826 moments particuliers; 1827

• les RP qui devraient normalement se trouver sur le site selon des scénarios futurs 1828 ou des utilisations futures du site, dans la mesure où ils sont pertinents pour 1829 l’ÉRÉ. 1830

1831

9 Par exemple, le Fish and Wildlife Service des États-Unis a conçu des modèles d’indice de la qualité de l’habitat pour les poissons et d’autres espèces sauvages (http://www.nwrc.usgs.gov/wdb/pub/hsi/hsiintro.htm).

Définition :

Guilde alimentaire – Groupe d’organismes exploitant une même ressource écologique de façon similaire pour s’alimenter (p. ex., groupes d’insectivores, de granivores, de détritivores, de carnivores, etc.).

Concept clé :

Il faut justifier l’inclusion de certains types de récepteurs dans l’ÉRÉ ou leur exclusion. À cette fin, on recommande d’utiliser les tableaux 2-3 et 2-4.

2-30

(suite)

http://www.nwrc.usgs.gov/wdb/pub/hsi/hsiintro.htm

Tableau 2-1. Types de récepteurs et exemples de récepteurs pour des CVÉ de substitution dans les 1832 écosystèmes aquatiques 1833 Groupe de récepteurs

aquatiques Type de récepteur

aquatique1

Exemple de récepteurs pour des CVÉ de substitution2,3 dans les écosystèmes aquatiques EAU DE MER EAU DOUCE

p. ex., océan, côte rocheuse, vasière, estuaire p.ex., lac, étang, milieu humide, cours d’eau

Producteurs primaires

Phytoplancton communauté phytoplanctonique communauté phytoplanctonique Périphyton communauté périphytonique

Plantes et algues espèces d’algues de mer; communauté d’algues ou de plantes espèces d’algues; communauté de plantes aquatiques

Invertébrés pélagiques Zooplancton communauté zooplanctonique communauté zooplanctonique Autres crevettes; méduses crevettes

Invertébrés benthiques Épifaune moules; crabes écrevisses; communauté benthique Endofaune communauté benthique bivalves; communauté benthique

Poissons Benthivore épinoches; chabots; harengs; poissons plats épinoches; chabots; meuniers menés

Planctivore menés salmonidés (kokanis) Piscivore salmonidés salmonidés

Mammifères Herbivores rats musqués*; castors; orignaux Piscivores phoques, loutres visons*; loutres* Omnivores ratons laveurs*; ours* ratons laveurs*; ours*

Oiseaux

Herbivores oies*; bernaches oies* Insectivores oiseaux de rivage4; canards plongeurs oiseaux de rivage; hirondelles

Piscivores grèbes; cormorans; hérons*; aigles; martins-pêcheurs*

grèbes; huarts; harles; hérons*; balbuzard pêcheur; aigles; martins-pêcheurs*

Omnivores canards barboteurs canards barboteurs*; canards plongeurs* Amphibiens Carnivores grenouilles; crapauds; salamandres Reptiles Omnivores tortues

Remarques : 1 Les types de récepteurs des niveaux trophiques inférieurs sont classés par habitat, ceux des niveaux supérieurs, par guilde alimentaire. 2 Exemples de CVÉ de substitution couramment utilisées pour représenter les types de récepteurs; à noter que plus d’une CVÉ de substitution peut être choisie pour un type de récepteur donné. 3 Il n’est pas toujours nécessaire d’avoir des CVÉ de substitution, en particulier pour les niveaux trophiques inférieurs, où la CVÉ est souvent définie à l’échelle de la communauté. Dans ce tableau, les communautés d’espèces des niveaux trophiques inférieurs sont énumérées afin de préciser les éléments généralement évalués, mais il ne s’agit pas de communautés de substitution, mais plutôt de récepteurs d’intérêt. 4 Les oiseaux de rivage regroupent diverses espèces d’oiseaux que l'on trouve fréquemment sur les plages, les bords de mer et le long des lacs et des cours d’eau à l’intérieur des terres, mais qui ne vivent pas seulement à ces endroits. Ces oiseaux se nourrissent essentiellement d’organismes benthiques ou d’insectes présents dans les sédiments près des eaux peu profondes et le long des plans d’eau. 1834

1835 2-31

Tableau 2-2. Types de récepteurs et exemples de récepteurs pour des CVÉ de substitution dans les 1836 écosystèmes terrestres 1837

Groupe de récepteurs terrestres Type de récepteur terrestre1

Exemple de récepteurs pour des CVÉ de substitution2,3 dans les écosystèmes terrestres Les exemples suivants peuvent s’appliquer aux utilisations du sol en milieu urbain (p. ex., industrielles, commerciales, agricoles, parcs, résidentielles) ou aux terres sauvages (p. ex., prairie, forêt, toundra, milieu alpin).

Producteurs primaires Mousses/graminées/arbustes/ arbres/plantes herbacées non graminoïdes

espèce de plantes; communautés de plantes

Communauté de microorganismes Activité, diversité, cycle des éléments nutritifs, cycle de l’énergie

Invertébrés Terricoles communauté d’invertébrés; espèces spécifiques (lombrics; collemboles; coléoptères) Aériens libellules

Mammifères

Herbivores campagnols*; souris*; écureuils*; lièvres; bovins; ovins; chevreuils*; caribous Insectivores musaraignes*; taupes*; chauves-souris Carnivores martres; belettes*; chats domestiques; chiens domestiques; coyotes*; lynx Omnivores renards*; moufettes*; raton laveur*; ours*

Oiseaux

Herbivores bernaches du Canada Insectivores parulines; moucherolles; hirondelles Carnivores hiboux; buses*; faucons Omnivores carouges; bruants*; corneilles*; tétras*; mésanges*; merles*

Amphibiens Carnivores grenouilles; crapauds; salamandres Reptiles Carnivores serpent; lézard Remarques : 1 Les types de récepteurs des niveaux trophiques inférieurs sont classés par habitat, ceux des niveaux supérieurs, par guilde alimentaire. 2 Exemples de CVÉ de substitution couramment utilisées pour représenter les types de récepteurs; plus d’une CVÉ de substitution peut être choisie par type de récepteur. 3 Il n’est pas toujours nécessaire d’avoir des CVÉ de substitution, en particulier pour les niveaux trophiques inférieurs, où la CVÉ est souvent définie à l’échelle de la communauté. Dans ce tableau, les communautés d’espèces des niveaux trophiques inférieurs sont énumérées afin de préciser les éléments généralement évalués, mais il ne s’agit pas de communautés de substitution, mais plutôt de récepteurs d’intérêt.

* Récepteurs recommandés au Québec. Consulter les documents ci-dessous pour les listes complètes par espèce. Pour les mammifères, se reporter au tableau 2 de « Paramètres d’exposition chez les mammifères », à http://www.ceaeq.gouv.qc.ca/index.htm. Pour les oiseaux, se reporter au tableau 2 de « Paramètres d’exposition chez les oiseaux », à http://www.ceaeq.gouv.qc.ca/index.htm. Pour voir la liste d’oiseaux et de mammifères qui a servi à l’élaboration de normes générales relatives aux conditions des sites en Ontario, consulter le document du MEO (2011). 1838

1839

2-32

http://www.ceaeq.gouv.qc.ca/index.htm

http://www.ceaeq.gouv.qc.ca/index.htm

Tableau 2-3. Modèle servant au choix et à la justification d'un RP en milieu aquatique 1840 Groupe de récepteurs aquatiques

Type de récepteur aquatique1

Compris dans l’ÉRÉ? (oui/non) Justification2

CVÉ de substitution3 (s’il y

a lieu)

Producteurs primaires

Phytoplancton

Périphyton

Macrophytes Invertébrés pélagiques

Zooplancton

Autres

Invertébrés benthiques

Épifaune

Endofaune

Poissons Benthivore Planctivore Piscivore

Mammifères Herbivores Piscivores Omnivores

Oiseaux

Herbivores Insectivores Piscivores

Omnivores Amphibiens Carnivores Reptiles Omnivores

Remarques : 1 Chaque type de récepteur devrait être représenté dans l’ÉRÉ s’il est pertinent pour le site. 2 Le choix d’inclure ou d’exclure un type de récepteur dans une ÉRÉ doit être justifié. 3 Une CVÉ de substitution sert à représenter un type de récepteur. Des CVÉ de substitution sont généralement choisies pour des poissons et d’autres espèces sauvages, mais moins souvent pour les niveaux trophiques inférieurs où la CVÉ est souvent définie à l’échelle de la communauté. À noter que plusieurs CVÉ de substitution peuvent être choisies pour un type de récepteur donné.

1841 1842

2-33

Tableau 2-4. Modèle servant au choix et à la justification d’un RP en milieu terrestre 1843 Groupe de récepteurs terrestres

Type de récepteur terrestre1

Compris dans l’ÉRÉ? (oui/non) Justification2

CVÉ de substitution3 (s’il y a

lieu) Producteur primaire Mousses/graminées/arbustes/arbres/plantes herbacées non graminoïdes

Invertébrés Terricoles Aériens

Mammifères

Herbivores Insectivores Carnivores Omnivores

Oiseaux

Herbivores Insectivores Carnivores Omnivores

Amphibiens Carnivores Reptiles Carnivores Remarques : 1 Chaque type de récepteur devrait être représenté dans l’ÉRÉ s’il est pertinent pour le site. 2 Le choix d’inclure ou d’exclure un type de récepteur dans une ÉRÉ doit être justifié. 3 Une CVÉ de substitution sert à représenter un type de récepteur. Des CVÉ de substitution sont généralement choisies pour des poissons et d’autres espèces sauvages, mais moins souvent pour les niveaux trophiques inférieurs où la CVÉ est souvent définie à l’échelle de la communauté. À noter que plusieurs CVÉ de substitution peuvent être choisies pour un type de récepteur donné. 1844 1845

2-34

2.2.5.3. Critères de sélection des RP pour les CVÉ de 1846 substitution 1847

Après avoir examiné les renseignements disponibles, l’évaluateur du risque devra faire un 1848 choix parmi de nombreuses CVÉ de substitution possibles pour chaque type de récepteur. 1849 Il est souvent approprié d’inclure de nombreux substituts pour chaque type de récepteur 1850 en raison de la variabilité parmi les espèces. Cependant, étant donné que l’évaluation des 1851 risques écotoxicologiques à partir d’une liste exhaustive de RP potentiels n’est en général 1852 ni pratique ni nécessaire, les critères suivants devraient être appliqués au choix des types 1853 de RP et des substituts représentatifs : 1854

1. Pertinence écologique – Un organisme écologiquement « pertinent » est un indicateur 1855 approprié de l’exposition réelle ou possible dans les conditions environnementales 1856 intéressant l’évaluation. On devrait s’attendre à trouver un organisme écologiquement 1857 pertinent pour un site dans des conditions raisonnablement prévisibles (un renard arctique 1858 dans un site de l’Arctique par exemple). Un organisme non pertinent pour un site ne 1859 devrait pas s’y trouver normalement (un loup dans un petit site en milieu urbain). Il y a 1860 toutefois une importante distinction à apporter : il ne suffit pas d’observer un organisme 1861 sur un site pour en faire un RP écologiquement pertinent. Si la contamination est 1862 suffisamment importante pour justifier que l’organisme s’en écarte ou si un organisme est 1863 suffisamment discret, il se peut qu’on trouve peu ou pas de trace de sa présence sur le 1864 site. Une erreur souvent observée dans les énoncés de problème est de supposer que 1865 l’absence localisée d’un organisme signifie que celui-ci ne revêt aucune pertinence 1866 écologique. Il est pratique courante de choisir des RP représentatifs de groupes 1867 fonctionnels importants dont on pense qu’ils devraient être exposés aux CP sur le site ou 1868 qu’on s’attendrait à trouver sur le site en l’absence de contamination. En outre, les 1869 espèces essentielles à la stabilité de l’écosystème devraient être choisies de préférence 1870 comme RP. 1871

2. Degré/mécanisme d’exposition aux CP sur le site – Beaucoup de facteurs peuvent 1872 influer sur la mesure dans laquelle les RP sont exposés aux CP sur le site, à savoir : 1873

• l’état ou le statut du RP (stade vital, migrateur ou résident); 1874

• la façon dont le RP utilise le site (guilde alimentaire, comportement 1875 d’alimentation, métabolisme); 1876

• le degré et la fréquence d’utilisation du site par les RP (étendue du domaine vital, 1877 qualité de l’habitat, caractéristiques de l’habitat hors du site); 1878

• le nombre et le type de voies d’exposition (milieux, contact direct ou indirect, 1879 consommation directe ou indirecte, mécanismes de bioaccumulation et de 1880 bioamplification). 1881

2-35

Il importe donc de connaître le cycle biologique du RP et le contexte, de tenir compte de 1882 l’utilisation prévue du site en termes de l’effet qu’elle aura sur la qualité et la 1883 disponibilité de l’habitat, et de savoir quelles voies d’exposition sont pertinentes. 1884

Des récepteurs individuels peuvent être exposés aux CP de diverses façons, lesquelles 1885 doivent être définies à l’étape de l’énoncé du problème. Les renseignements sur 1886 l’importance relative de ces voies d’exposition comptent beaucoup dans le choix des 1887 récepteurs. Par exemple, si l’eau souterraine constitue une voie d’exposition importante 1888 pour des organismes aquatiques, cela pourrait signifier que les récepteurs des zones 1889 intertidales (p. ex., le benthos, les moules ou le varech) seraient des RP plus appropriés 1890 que le poisson. On estime que les voies d’exposition sont « ouvertes », « opérantes » ou 1891 « complètes » lorsqu’un CP est effectivement présent et qu’il existe une voie d’exposition 1892 par laquelle un RP vient en contact avec le CP. Une erreur couramment observée dans les 1893 évaluations du risque consiste à ne pas faire de distinction entre a) une voie d’exposition 1894 opérante, mais présentant de faibles concentrations d’exposition, et b) une voie 1895 d’exposition inopérante, faute d’un mécanisme plausible de transport. 1896

3. Sensibilité relative aux CP – Il est pratique courante d’inclure des espèces ou d’autres 1897 types de récepteurs qui sont relativement sensibles aux CP, quand cette information est 1898 connue. Ainsi, il est connu que certains oiseaux sont sensibles à des pesticides qui 1899 provoquent l’amincissement de la coquille de leurs œufs; certains poissons sont sensibles 1900 au sélénium d’après la mesure d’effets toxiques sur la reproduction; on sait que le vison 1901 est sensible aux BPC et au mercure. Le choix d’une espèce sensible s’appuie sur le 1902 principe selon lequel l’inexistence d’effets nocifs chez une espèce sensible est une 1903 indication que les taxons moins sensibles d’un même groupe fonctionnel sont également 1904 protégés. Cependant, le choix d’un RP fondé uniquement sur la sensibilité des 1905 organismes est discutable. Il faut examiner la question de la sensibilité sous l’angle de 1906 l’ampleur des réponses observées et le type de réponses observées. De plus, la sensibilité 1907 pouvant être plus marquée à certains stades de vie, il faut tenir compte des mécanismes 1908 par lesquels les CP propres à un site pourraient avoir des effets nuisibles à ces stades de 1909 vie. 1910

4. Importance relative pour la conservation – Si la présence d’espèces rares, en voie de 1911 disparition ou menacées (p. ex., des espèces en péril) ou de leurs habitats est établie, il 1912 faut considérer que ces espèces sont des RP potentiels. Il faudrait aussi les inclure si leur 1913 présence future est probable après examen de leur aire de répartition, de leurs préférences 1914 en matière d’habitat et de la disponibilité d’habitats sur le site). 1915

5. Importance sociale, économique ou culturelle relative – Toute espèce ou tout groupe 1916 d’espèces qui revêt une importance particulière (p. ex., les animaux domestiques, les 1917 animaux d’élevage, les espèces auxquelles les communautés autochtones accordent de 1918 l’importance) serait ordinairement inclus(e) comme CVÉ et ferait partie de la sélection de 1919 RP. Compte tenu de son importance en tant que CVÉ, cette espèce ou ce groupe pourrait 1920 faire l’objet d’un niveau de protection différent que les autres RP. 1921

2-36

6. Disponibilité de données écotoxicologiques et sur le cycle biologique – Lorsque les 1922 données sur les effets sont extraites d’articles ou d’ouvrages scientifiques, on choisit de 1923 préférence des RP pour lesquels il existe des données de nature écotoxicologique (voir le 1924 chapitre 4 au sujet des sources); autrement, l’efficacité des ÉRÉ pourrait être réduite 1925 pour ce qui est de l’évaluation des effets. L’avantage offert par le choix de RP très précis 1926 est perdu lorsque les données sur les seuils de toxicité ou sur l’exposition sont limitées. 1927

7. Existence de paramètres de mesure appropriés – Il importe d’évaluer les RP à une 1928 échelle écologique pertinente pour les objectifs de gestion du site et de choisir des 1929 paramètres de mesure en fonction de ces objectifs. Par exemple, l’« écosystème d’un 1930 milieu humide » serait un récepteur à l’échelle de l’écosystème là où la mesure des effets 1931 indique des processus intervenant à l’échelle de l’écosystème, comme le cycle nutritif ou 1932 la production primaire. Un exemple de récepteur à l’échelle d’une communauté serait une 1933 « communauté d’invertébrés benthiques » là où la mesure des effets porte sur des 1934 attributs à l’échelle de la communauté, comme la diversité des espèces. Et lorsqu’il est 1935 question de paramètres de mesure, il est important de faire la distinction entre les effets et 1936 la variation naturelle. Par exemple, l’abondance des organismes benthiques est souvent 1937 très variable, particulièrement là où les conditions de l’habitat et du substrat varient. 1938 L’évaluateur doit alors tenir compte des contraintes statistiques et pratiques (financières) 1939 pour la détection des effets associés au site. 1940

Outre les critères décrits plus haut, la justification du choix d’une CVÉ de substitution 1941 pourrait se fonder sur des considérations d’ordre logistique ou sur d’autres outils, comme 1942 la visite du site et l’évaluation de l’habitat par un biologiste qualifié. Il pourrait être utile 1943 de tirer parti des connaissances locales et du savoir traditionnel pour déterminer quels RP 1944 sont appropriés. 1945

2.2.5.4. Prise en compte des RP dans l’énoncé du problème 1946

Une liste de RP est dressée et des liens sont établis entre les RP et les CVÉ, les CVÉ de 1947 substitution et d’autres éléments de l’énoncé du problème. Il existe au moins deux façons 1948 de procéder, décrites dans les sections suivantes du présent document. Premièrement, les 1949 RP sont un constituant d’un modèle conceptuel de site et ils sont associés aux sources de 1950 CP via des voies d’exposition. Deuxièmement, des attributs précis des RP sont identifiés 1951 pour définir des paramètres d’évaluation aux fins de l’ÉRÉ. 1952

L’utilisation de tableaux peut être une 1953 façon pratique de regrouper les RP. 1954 Comme nous l’avons mentionné 1955 précédemment, les modèles (voir les 1956 tableaux 2-3 et 2-4 pour les 1957 écosystèmes aquatiques et terrestres, 1958 respectivement) aident l’évaluateur du 1959 risque à choisir les substituts pour représenter certains types de RP. On devrait toujours 1960

Concept clé :

Il faut justifier l’inclusion des types de récepteurs dans l’ÉRÉ ou leur exclusion. On recommande d’utiliser à cette fin les tableaux 2-3 et 2-4.

2-37

présenter une justification, même pour les types de récepteurs qui ne sont pas retenus 1961 dans l’ÉRÉ. 1962

Il peut arriver que le processus de sélection ne soit pas terminé au cours de l’étape de 1963 l’énoncé du problème, mais qu’il demeure de nature conceptuelle jusqu’à l’obtention des 1964 résultats d’études détaillées. Dans le cas de sites éloignés, par exemple, il serait plus 1965 efficace de s’attarder uniquement aux grands groupes et types de récepteurs, et d’attendre 1966 qu’un biologiste de la faune ait visité les lieux, dans le cadre d’un programme de terrain 1967 d’une ÉRÉ, avant de choisir des substituts précis. Cette méthode pourrait convenir en 1968 particulier aux récepteurs des niveaux trophiques supérieurs. 1969

2.2.6. Voies d’exposition 1970

La présente section décrit la façon de déterminer les voies d’exposition en établissant un 1971 lien entre les sources de contaminants et les RP. Il existe d’étroites relations entre la 1972 détermination des différentes voies d’exposition et d’autres éléments de l’énoncé du 1973 problème. L’information servant à déterminer les voies d’exposition comprend : 1974

• les sources de CP; 1975

• le transport et le devenir des contaminants; 1976

• les RP et leurs caractéristiques générales. 1977

Il a été question de ces éléments dans les sections antérieures. 1978

Il faut justifier l’inclusion ou l’exclusion de toute voie potentielle d’exposition pour 1979 chaque groupe de récepteurs. Cette justification peut reposer sur des considérations 1980 d’ordre quantitatif (p. ex., les concentrations dans l’eau souterraine et la dilution prévue 1981 avant l’entrée dans le milieu récepteur), sur des considérations d’ordre qualitatif (p. ex., 1982 les limites présumées de l’exposition par inhalation d’espèces sauvages terrestres), ou sur 1983 une combinaison de ces approches. La justification devrait indiquer si l’on considère que 1984 les voies d’exposition : 1985

• sont complètes (ou opérantes ou ouvertes) et il existe un lien documenté entre la 1986 source et le récepteur; ou 1987

• sont incomplètes (ou inopérantes ou fermées) et il n’existe pas de lien documenté 1988 entre la source et le récepteur. 1989

On devrait envisager les voies suivantes d’exposition (adapté de SAB-CS, 2008). À noter 1990 cependant que les exigences particulières peuvent différer selon l’autorité compétente10 : 1991

10 Par exemple, les lignes directrices de la C.-B. permettent au praticien d’exclure l’exposition par inhalation et par voie cutanée dans le cas des oiseaux et des mammifères, à l’exception des espèces rares (SAB-CS, 2008).

2-38

• des invertébrés du sol et des plantes terrestres peuvent être en contact direct avec 1992 des CP en concentration élevée dans le sol; 1993

• des mammifères, des oiseaux, des amphibiens, des reptiles, des poissons et des 1994 invertébrés peuvent être exposés à des CP en concentration élevée par ingestion 1995 de plantes, de sédiments ou de 1996 particules de sol (p. ex., par 1997 ingestion de racines couvertes de 1998 particules de sol); 1999

• des mammifères, des oiseaux, des 2000 amphibiens et des reptiles peuvent 2001 ingérer des CP en concentration 2002 élevée dans l’eau; 2003

• des mammifères, des oiseaux, des amphibiens et des reptiles peuvent ingérer des 2004 CP en concentration élevée (notamment pour les composés chimiques 2005 bioaccumulables) en se nourrissant de proies; 2006

• des espèces aquatiques (macrophytes, plancton, invertébrés, amphibiens et 2007 poissons) peuvent être en contact direct avec des CP en concentration élevée dans 2008 l’eau de surface, les sédiments ou l’eau interstitielle des sédiments; 2009

• certaines espèces aquatiques (p. ex., planctivores, piscivores) peuvent ingérer des 2010 CPP en concentration élevée en se nourrissant de proies; 2011

• l’exposition par voie cutanée des animaux sauvages (par contact direct avec le sol 2012 et les sédiments) doit être prise en compte quand elle est pertinente, pour des CP 2013 pouvant être absorbés facilement par cette voie d’exposition. L’exposition par 2014 voie cutanée peut aussi être pertinente dans le cas des amphibiens et des reptiles. 2015 Il existe peu de recommandations détaillées sur la façon d’évaluer l’exposition par 2016 voie cutanée (SAB-CS, 2008; Suter, 1996). Les approches concernant cette voie 2017 devraient être adoptées en fonction du site, après justification et des consultations 2018 appropriées; 2019

• pour certains mammifères, oiseaux, reptiles et amphibiens exposés par inhalation 2020 de vapeurs ou de poussières transportées par le vent, l’inhalation peut être une 2021 voie d’exposition pertinente. En pratique, cette voie d’exposition a été assez peu 2022 étudiée, mais certaines autorités compétentes pourraient exiger qu’elle le soit à 2023 l’avenir, et on devrait le faire lorsque le modèle conceptuel indique une exposition 2024 généralisée potentielle. Par exemple, il pourrait être justifié d’envisager que, sur 2025 un site qui présente des concentrations élevées de composés volatils et où se 2026 trouvent des habitats appropriés pour de petits mammifères, il existe un potentiel 2027 d’exposition par inhalation de vapeurs. On manque de données sur la toxicité par 2028 inhalation pour la plupart des contaminants, mais certaines autorités compétentes 2029 rédigent actuellement des directives et fixent des valeurs de référence pour 2030

Concept clé :

Pour les espèces sauvages, l’ingestion (eau, aliments, sol et sédiments) peut souvent être la seule voie d’exposition pertinente. Dans certains cas, toutefois, la voie cutanée et l’inhalation sont des voies pertinentes.

2-39

l’évaluation en ce qui concerne le sol et les vapeurs. De plus, comme les petits 2031 mammifères construisent leurs terriers de manière à permettre une circulation de 2032 l’air, il peut se révéler difficile de caractériser l’exposition; 2033

• dans certains cas, il conviendrait aussi de tenir compte de voies indirectes comme 2034 l’épuisement de ressources alimentaires à cause de la toxicité des CP pour les 2035 invertébrés. 2036

On recommande de résumer sous forme de 2037 tableaux le processus de sélection des voies 2038 d’exposition. Des modèles sont présentés 2039 pour les écosystèmes aquatiques 2040 (tableau 2-5) et pour les écosystèmes 2041 terrestres (tableau 2-6). 2042

2043

Concept clé :

Il faudrait justifier l’inclusion ou l’exclusion dans l’ÉRÉ de voies d’exposition par type de récepteurs. À cette fin, on recommande d’utiliser les tableaux 2-5 et 2-6.

2-40

Tableau 2-5. Exemple1de tableau servant à justifier le choix des voies d’exposition dans les écosystèmes aquatiques 2044

Groupe de récepteurs Voie d’exposition Inclus (oui/non) Justification

Producteurs primaires Contact direct (eau) Contact direct (sédiments)

Invertébrés pélagiques Contact direct (eau)


Contact direct (eau) Contact direct (sédiments) Consommation d’aliments (pour la macrofaune)

Poissons

Contact direct (eau) Contact direct (sédiments) Consommation d’aliments Ingestion accidentelle de sédiments

Mammifères Consommation d’eau Consommation d’aliments Ingestion accidentelle de sédiments

Oiseaux Consommation d’eau Consommation d’aliments Ingestion accidentelle de sédiments

Amphibiens et reptiles

Contact direct (eau) Consommation d’eau Consommation d’aliments Ingestion accidentelle de sédiments

1 Ce tableau devrait être adapté pour chaque site et, dans de nombreux cas, présenter des renseignements additionnels sur les types de récepteurs (p. ex., endofaune benthique, épifaune benthique, etc.) ou d’autres voies d’exposition pouvant être pertinentes pour des contaminants spécifiques (p. ex., par transfert maternel via les œufs ou la lactation). 2045

2046

2-41

Tableau 2-6. Exemple1 de tableau servant à justifier le choix des voies d’exposition dans les écosystèmes terrestres 2047

Groupe de récepteurs Voie d’exposition Inclus (oui/non) Justification

Producteurs primaires Contact direct (sol, eau interstitielle du sol ou eau souterraine)2

Invertébrés Contact direct (sol, eau interstitielle du sol ou eau souterraine)2

Mammifères

Consommation d’eau Consommation d’aliments Ingestion accidentelle de sol Exposition cutanée Inhalation

Oiseaux


Reptiles et amphibiens


1 Ce tableau devrait être adapté pour chaque site et, dans de nombreux cas, présenter des renseignements additionnels sur les types de récepteurs (p. ex., endofaune benthique, épifaune benthique, etc.) ou d’autres voies d’exposition pouvant être pertinentes pour des contaminants spécifiques (p. ex., par transfert maternel via les œufs ou la lactation). 2 Aux fins d’une ÉRÉ, les présentes directives définissent toute eau dans les espaces interstitiels du sol d’une zone biologiquement active comme de l’eau interstitielle du sol. Autrement dit, l’eau souterraine peut être une source de contaminants, mais, dans une zone biologiquement active de sol, l’eau est considérée comme de l’eau interstitielle. 2048 2049

2-42

2.2.7. Modèle conceptuel de site (MCS) 2050

Un modèle conceptuel de site (MCS)11 2051 oriente la mise en œuvre de l’ÉRÉ en 2052 clarifiant les relations entre : 2053

• les sources de contaminants; 2054

• les voies appropriées de transport 2055 et le devenir des contaminants; 2056

• les composantes valorisées de 2057 l’écosystème (CVÉ); 2058

• les récepteurs préoccupants et leurs liens avec les CVÉ et les CVÉ de substitution 2059 (si utilisées); 2060

• les voies d’exposition appropriées associant les sources et les RP. 2061

Le MCS est un constituant essentiel de la plupart des cadres de référence d’ÉRÉ (p. ex., 2062 ASTM, 2008; CCME, 1996; SAB-CS, 2008; Suter, 1996;USEPA, 1998). Il peut se 2063 présenter sous forme de tableau, de matrice, de graphique ou de schéma. Il importe qu’il 2064 s’appuie sur des documents renvoyant aux justifications du choix des RP et des voies 2065 d’exposition (p. ex., les justifications dont il est question aux tableaux 2-3 à 2-6). 2066

Parce que l’évaluation du risque est un processus itératif, le MCS devrait être mis à jour à 2067 mesure que des renseignements deviennent disponibles, de façon à mieux énoncer le 2068 problème. 2069

Globalement, la complexité d’un MCS devrait être proportionnelle à la complexité du 2070 site. Il sera souvent utile de compléter le MCS par un diagramme simple du réseau 2071 trophique (établissant les interactions importantes entre les différents niveaux trophiques 2072 et les guildes alimentaires) pour déterminer les liens entre les CP, les CVÉ et les RP à 2073 tous les niveaux trophiques. Par exemple, un MCS assorti d’un tel diagramme pourrait 2074 indiquer que des concentrations élevées de CP dans le sol peuvent nuire aux invertébrés 2075 du sol ainsi qu’aux petits mammifères insectivores. 2076

Les représentations illustrées et les graphiques de cheminement sont les deux principaux 2077 types de modèles de présentation des MCS. Chacun offre les avantages et les 2078 inconvénients suivants : 2079

11 Dans les recommandations sur la caractérisation des sites (CCME, 2011), on fait une distinction entre un MCS et un modèle conceptuel d’exposition (MCE). En règle générale, les praticiens de l’ÉRÉ n’emploient pas le terme MCE. La définition d’un MCS appliquée ici est conforme à la pratique en matière d’ÉRÉ et aux directives existantes concernant les ÉRÉ (CCME, 1996; USEPA, 1998; SAB-CS, 2008).

Concept clé :

Un modèle conceptuel de site regroupe les renseignements essentiels sur les sources, les voies de transport et le devenir des contaminants, les voies d’exposition, les composantes valorisées de l’écosystème et les récepteurs préoccupants.

2-43

Représentation illustrée : Un MCS 2080 présenté sous cette forme illustre 2081 visuellement les voies et les 2082 récepteurs. Ce type de MCS devrait 2083 normalement contenir des flèches et 2084 des textes descriptifs pour décrire 2085 sommairement les liens entre les 2086 sources, les voies et les récepteurs. Ce 2087 mode de représentation convient bien aux personnes dépourvues de connaissances 2088 techniques et permet de leur expliquer les sources de contaminants, les voies 2089 d’exposition, les principaux processus du devenir et la dynamique du réseau trophique. Il 2090 a toutefois le désavantage de ne pas représenter facilement certains processus du devenir 2091 et effets indirects, ainsi que certains renseignements sur des voies complètes ou 2092 incomplètes. Cet inconvénient peut être atténué si on joint à l’image un sommaire des 2093 voies d’exposition sous forme de tableau, qui indiquerait les voies complètes et 2094 importantes pour chaque groupe de récepteurs considéré dans l’ÉRÉ (la figure 2-4, dont 2095 il est question plus loin, contient un exemple d’un tel tableau récapitulatif). Les figures 2-2096 2 et 2-3 sont un exemple de ce type de MCS. 2097

Graphique de cheminement : Un MCS présenté sous cette forme emprunte la structure 2098 d’un organigramme, ce qui a pour avantage de faciliter l’examen rigoureux des voies et 2099 des liens entre les sources de contaminants, entre le devenir et les voies d’exposition, 2100 entre les récepteurs, ainsi qu’entre tous ces éléments. Ce type de modèle peut se présenter 2101 avec ou sans sommaire sous forme de tableau montrant les voies complètes et 2102 importantes. Le désavantage des graphiques de cheminement est qu’il complique 2103 l’interprétation des renseignements, particulièrement pour un public non averti. La 2104 figure 2-4 est un exemple de ce type de MCS. 2105

On devrait envisager l’emploi des deux types de MCS (plutôt qu’un seul) pour les sites 2106 où la situation est très complexe, chacun ayant ses propres avantages. 2107

Il convient de noter que les figures 2-2 à 2-4 donnent des exemples classiques de MCS 2108 de base, mais il est possible d’ajouter de l’information, surtout lorsqu’un site est 2109 complexe. On peut annoter les MCS et ajouter, par exemple, des renseignements sur les 2110 CP associés à chaque voie, sur leur forme chimique dans divers milieux ou sur les types 2111 d’effets examinés en fonction de chacun des récepteurs préoccupants. La figure 2-5 2112 donne un exemple simple d’un MCS propre à un CP, à un récepteur et à des chaînes 2113 alimentaires, ainsi qu’une indication de la façon dont les évaluations de l’exposition et 2114 des effets se déroulent. Enfin, un MCS peut également être utilisé pour montrer les effets 2115 secondaires ou indirects, comme les effets sur les ressources alimentaires des oiseaux 2116 piscivores associés à la baisse de densité d’une population de poissons due à la présence 2117 d’un contaminant. 2118

2119

Concept clé :

Le type de modèle conceptuel de site à privilégier dépend des détails associés au site. Lorsque l’ÉRÉ est complexe, il pourrait être approprié d’avoir recours à plus d’un type de manière à présenter toute l’information.

2-44

Figure 2-1. Exemple de modèle conceptuel sous forme de représentation illustrée 120

121 122

2-45

Figure 2-2. Exemple de modèle conceptuel sous forme de représentation illustrée 123

124 125

126 2-46

Figure 2-3. Exemple de modèle conceptuel sous forme de graphique de cheminement 127

128 129

2-47

Figure 2-4. Exemple de modèle conceptuel de site sur mesure 130

131

4

Évaluation des effets (au niveau de

l’espèce)

Dose

Modélisation en fonction du site (alimentation/domaine

vital/absorption)

Biodisponibilité

Arsenic dans le sol

Rép

onse

2-48

Différents progiciels permettent de créer des modèles conceptuels. En général, ce sont 2132 des tableurs (p. ex., Excel® de Microsoft), des progiciels de présentation (p. ex., 2133 PowerPoint® de Microsoft, ou des progiciels graphiques comme Draw® de Corel et 2134 Visio® de Microsoft)12. On choisira un progiciel en fonction du modèle de présentation 2135 voulu et de sa facilité d’emploi. Pour les représentations illustrées, on emploie 2136 généralement des tableurs ou des progiciels de présentation, alors pour les graphiques on 2137 emploie des progiciels graphiques. 2138

2.3. Conception et planification de l’ÉRÉ 2139

Dans cette sous-section, nous examinons des aspects de l’énoncé du problème portant sur 2140 la préparation précédant la mise en œuvre de l’ÉRÉ et axés particulièrement sur les outils 2141 et les analyses qui serviront à l’évaluation du risque associé à chaque RP et à chaque voie 2142 d’exposition. Cette étape de conception et de planification comprend les éléments 2143 suivants (voir la sous-section 2.1.2 pour la terminologie et les notions essentielles) : 2144

• l’établissement d’objectifs de protection et (généralement) de niveaux d’effet 2145 acceptable; 2146

• identifier les composantes 2147 valorisées de l’écosystème 2148 rattachées aux objectifs de 2149 protection et lier ces dernières 2150 aux RP qui sont mesurés comme 2151 CVÉ de substitution; 2152

• la détermination de paramètres 2153 d’évaluation, soit les attributs des récepteurs à protéger (p. ex., abondance ou 2154 viabilité d’une population de mammifères); 2155

• la détermination de paramètres de mesure (les outils servant à mesurer des 2156 changements au niveau des paramètres d’évaluation); 2157

• la détermination des éléments de preuve pour chacun des paramètres d’évaluation, 2158 qui indiquent de quelle façon chacun de ces paramètres servira à mesurer le risque 2159 potentiel; 2160

• l’élaboration de la stratégie de l’ÉRÉ et du plan d’échantillonnage et d’analyse 2161 (PÉA). 2162

Il importe de souligner que, comme dans les sections précédentes sur l’énoncé du 2163 problème, les éléments dont il est question ici sont interreliés et leur développement se 2164 fait de manière itérative. 2165

12 Cette liste n’est pas exhaustive et indique seulement les progiciels les plus courants.

Concept clé :

La figure 2-5 montre les relations entre les paramètres d’évaluation, les paramètres de mesure et les éléments de preuve; le tableau 2-7 en donne un exemple dans lequel les éléments de preuve sont regroupés par sources importantes de données.

2-49

Figure 2-5. Relations conceptuelles entre les paramètres d’évaluation, les 2166 paramètres de mesure et les éléments de preuve 2167

2168

2169 2170

2171

Questions conceptuelles

Questions opérationnelles

• Quel biote ou habitat voulons-nous protéger?

Composantes valorisées de l’écosystème

• Quel aspect précis du biote ou de l’habitat voulons-nous protéger?

Paramètres d’évaluation

• Quels outils devrions-nous utiliser pour mesurer l’exposition ou les effets?

Paramètres de mesure

• De quelle façon, exactement, allons-nous appliquer ces outils à l’évaluation du risque?

Éléments de preuve

2-50

Tableau 2-7. Exemple de paramètres d’évaluation, de paramètres de mesure et d’éléments de preuve 2172 Groupes de récepteurs

Paramètre d’évaluation

Éléments de preuve

Groupe d’élément de preuve (ÉDP)

Emploi de paramètres de mesure en fonction d’ÉDP précis


Structure de la communauté d’invertébrés aquatiques et fonction écologique (servant d’aliments pour le poisson et les espèces sauvages)

ÉDP 1 – Chimie des sédiments

• Concentrations de CP – comparaison des concentrations de CP avec les recommandations canadiennes pour la qualité des sédiments du CCME visant la protection de la vie aquatique, et interprétation qualitative de la biodisponibilité potentielle mesurée par analyse des MES/SVA.

ÉDP 2 – Analyse de communautés benthiques

• Mesures de l’abondance du benthos et de sa diversité (total des organismes, total des taxons, indice de Simpson) – méthode ANOVA et tests jumelés pour comparer les plans d’eau contigus aux conditions de référence.

• Mesures de l’abondance du benthos et de sa diversité (total des organismes, total des taxons, indice de Simpson) – régression de chaque mesure sur la concentration de CP dans les sédiments et analyse des MES/SVA (une mesure de la biodisponibilité potentielle de certains métaux).

ÉDP 3 – Test de toxicité pour les amphipodes

• Croissance d’amphipodes – méthode ANOVA et tests jumelés pour comparer la croissance dans des échantillons prélevés sur le site et à des stations de référence, par rapport à des témoins.

• Survie d’amphipodes – méthode ANOVA et tests jumelés pour comparer la survie dans des échantillons prélevés sur le site et à des stations de référence, par rapport à des témoins.

• Croissance et survie d’amphipodes – régression des données sur la survie et la croissance, sur les concentrations de CP dans les sédiments, et analyse des MES/SVA (une mesure de la biodisponibilité potentielle de certains métaux).

Oiseaux, mammifères, amphibiens

Abondance et viabilité de populations locales d’oiseaux, de mammifères et d’amphibiens

ÉDP 1 – Modèle de réseau trophique

• Comparaison de l’exposition estimée aux CP (dose totale via toutes les voies d’exposition) avec des valeurs de toxicité de référence pertinentes pour les effets sur la croissance, la survie et la reproduction.

ÉDP 2 Piégeage de petits mammifères

• Comparaison des captures par unité d’effort (servant d’indice d’abondance) de petits mammifères sur le site, par rapport aux conditions de référence.

ÉDP 3 – Recensements de la faune

• Observations qualitatives de la présence/l’absence de récepteurs particuliers appartenant à la faune sauvage, fondées sur un recensement effectué par un biologiste de la faune.

2173

2-51

2.3.1. Objectifs de protection et niveaux d’effet acceptable 2174

La plupart13 des ÉRÉ fournissent une description du type et du degré de protection prévus 2175 de chaque récepteur ou groupe de récepteurs sur le site. On peut utiliser cette information 2176 pour porter un « jugement » sur les résultats de l’évaluation du risque. Les objectifs de 2177 protection peuvent prendre la forme d’énoncés descriptifs concrétisés par des « niveaux 2178 d’effet acceptable » (NEA) qui précisent l’ordre de grandeur d’effets qui seraient 2179 acceptables, pour un paramètre défini de mesure ou encore un groupe de paramètres de 2180 mesure définis14. Les objectifs de protection appliqués aux espèces communes (souvent à 2181 l’échelle d’une population) diffèrent de ceux appliqués aux espèces en péril15 (parfois à 2182 l’échelle d’un individu); ils peuvent aussi varier selon l’utilisation du terrain ou encore 2183 selon les objectifs globaux de gestion du site (sous-section 2.2.1) définis dans l’ÉRÉ16. 2184

Voici des exemples d’objectifs sous forme 2185 d’énoncés descriptifs : 2186

• le maintien de populations de petits 2187 mammifères et de données 2188 démographiques connexes à des 2189 niveaux comparables à ceux existant 2190 aux conditions de fond; 2191

• aucun effet nuisible pour l’organisme chez le crapaud de l’Ouest (une espèce en 2192 péril); 2193

• faible niveau d’effets écologiques importants, défini afin que de légers 2194 changements structurels ou fonctionnels au-delà de la variabilité naturelle soient 2195 permis, pourvu qu’ils ne menacent pas la durabilité des récepteurs17 (un objectif 2196 pour les zones industrielles et commerciales du Québec [CEAEQ, 1998]) 2197

Les objectifs de protection ne sont pas toujours traduits immédiatement en NEA; on peut 2198 les laisser sous forme d’énoncés descriptifs jusqu’à ce que les paramètres de mesure et les 2199 éléments de preuve soient déterminés. Lorsqu’ils sont appliqués, ils sont destinés à 2200

13 Les objectifs de protection ne sont pas requis avec toutes les ÉRÉ. Conformément à la formulation adoptée par le CCME (1996) d’une ÉRÉ « exhaustive », le risque peut être simplement caractérisé et tous les jugements relatifs à son acceptabilité sont formulés une fois que l’ÉRÉ est complète. 14 Étant donné leur lien étroit, les NEA et les paramètres sont généralement formulés simultanément. Un NEA peut s’appliquer directement à un paramètre d’évaluation s’il s’agit d’un paramètre quantitatif. 15 On fait ici référence aux espèces qui sont officiellement désignées ainsi en vertu d’une réglementation provinciale ou fédérale, par exemple les espèces rares, en voie de disparition ou menacées. 16 Par exemple, les directives du gouvernement du Québec (CEAEQ, 1998) prévoient des objectifs de protection plus stricts lorsque la protection de la biodiversité est un enjeu global sur un site. 17 Textuellement : « Un faible niveau de réponses écologiquement significatives, c’est-à-dire un faible changement structurel ou fonctionnel pouvant excéder la variabilité naturelle, mais ne mettant pas en cause la pérennité des récepteurs ».

Concept clé :

Il convient de formuler dans l’ÉP des objectifs de protection et les niveaux d’effet acceptable (NEA) connexes qui s’appliquent aux paramètres de mesure.

2-52

assurer une certaine cohérence entre les évaluations et, à cause de cela, ils sont souvent 2201 tributaires des orientations stratégiques plutôt que de critères techniques. Néanmoins, les 2202 NEA peuvent varier selon les RP, les paramètres et les sites à cause de plusieurs facteurs, 2203 notamment : 2204

• cherche-t-on à protéger des organismes, des populations ou des communautés? 2205

• le RP appartient-il à une espèce commune ou en péril (p. ex., faisant partie d’une 2206 liste d’espèces rares ou en voie de disparition)? 2207

• existe-t-il des lois fédérales ou provinciales, ou encore des orientations 2208 stratégiques (politiques) pertinentes qui dictent des NEA appropriés? 2209

• est-il possible de déterminer des NEA appropriés au moyen des méthodes utilisées 2210 pour établir des lignes directrices nationales ou provinciales sur la qualité de 2211 l’environnement? 2212

• quel niveau d’effet peut être raisonnablement détecté en tenant compte de la 2213 variabilité naturelle? 2214

• quel niveau d’effet (à l’échelle d’un individu, d’une population ou d’une 2215 communauté) serait écologiquement pertinent, pour un RP donné? 2216

• à quelle échelle temporelle et spatiale l’effet en question se produit-il? 2217

• l’effet serait-il réversible? 2218

• quelles sont les conséquences environnementales ou économiques d’une erreur de 2219 première espèce (faux positif) ou de deuxième espèce (faux négatif) dans les 2220 conclusions de l’évaluation du risque? 2221

Vu tous ces facteurs dont il faut tenir compte, l’établissement de NEA écologiquement 2222 significatifs peut être une tâche complexe. Cependant, même s’ils ne sont pas formulés de 2223 manière explicite, les NEA sont souvent implicites. Par exemple, toute ÉRÉ portant sur 2224 les espèces sauvages et utilisant une valeur toxicologique de référence (VTR) publiée 2225 pour l’estimation d’un quotient de danger (QD) suppose l’existence d’un NEA égal au 2226 niveau de réponse précisé dans l’établissement de la VTR (se reporter au chapitre 4 pour 2227 d’autres renseignements sur les VTR). Dans la mesure du possible, l’évaluateur du risque 2228 doit s’assurer que le NEA implicite dans une VTR est conforme à l’objectif de protection. 2229

Avec les évaluations du risque où les 2230 NEA sont précisés, il est préférable de 2231 fonder les NEA sur le niveau d’effet 2232 établi au préalable plutôt que sur le 2233 niveau d’effet qui est statistiquement 2234 significatif selon un test d’hypothèse. Les seuils établis à partir de la signification 2235 statistique fondée sur un test d’hypothèse ont une importance écologique très variable, 2236 selon le degré de signification statistique choisi, l’étude spécifique choisie et les détails 2237

Concept clé :

On devrait fonder les NEA sur l’importance des effets écologiquement significatifs.

2-53

du protocole expérimental, dont la gamme de traitements et la taille des échantillons. Le 2238 choix de NEA fondé sur un niveau d’effet préétabli simplifie le recours à des méthodes 2239 fonctionnant sur le principe de concentration-réponse (p. ex., Allard et coll., 2010) qui 2240 procurent un degré de protection plus normalisé, pour l’ensemble des contaminants, des 2241 récepteurs et des évaluations. 2242

2.3.2. Paramètres d’évaluation 2243

Un paramètre d’évaluation est l’expression explicite d’une valeur environnementale à 2244 protéger. Le paramètre d’évaluation doit comprendre un récepteur (ou un groupe de 2245 récepteurs, c.-à-d. une entité à protéger) et une propriété ou un attribut particulier de ce 2246 récepteur. Par exemple, si le récepteur est une communauté de poissons, les propriétés 2247 considérées pourraient être les caractéristiques démographiques, la biomasse, la 2248 variabilité génétique, l’état physique ou la structure trophique. 2249

La distinction entre le paramètre d’évaluation et l’objectif de protection est subtile. Plus 2250 précisément, le paramètre décrit l’attribut environnemental considéré, alors que l’objectif 2251 de protection correspond à l’état souhaité de cet attribut. Pour faire la distinction entre le 2252 paramètre d’évaluation et l’objectif de protection, les praticiens doivent éviter d’exprimer 2253 le paramètre d’évaluation sous la forme d’un objectif ou d’un état souhaité (p. ex., « en 2254 bonne santé » ou « fonctionnel ») et employer plutôt une terminologie neutre. Voici 2255 quelques exemples : 2256

• « diversité de la communauté benthique » (paramètre d’évaluation) par opposition 2257 à « maintien d’une communauté benthique diversifiée » (objectif de protection); 2258

• « reproduction du Balbuzard pêcheur » (paramètre d’évaluation) par opposition à 2259 « bon taux de reproduction du balbuzard pêcheur » (objectif de protection); 2260

• « quantité de marmottes » (paramètre d’évaluation) par opposition à « population 2261 viable de marmottes » (objectif de protection). 2262

Checkai et coll. (2002) mentionnent d’autres pièges relatifs à la détermination des 2263 paramètres, dont des paramètres d’évaluation qui : 2264

• sont trop vagues (p. ex., « intégrité du cours d’eau » au lieu d’« abondance des 2265 salmonidés au stade juvénile »); 2266

• se rapportent à une entité écologique trop précise (p. ex., « production 2267 d’Hyalella » au lieu d’« abondance des proies des poissons benthiques »). 2268 Lorsque les paramètres d’évaluation sont trop précis, ils pourraient présenter une 2269 mauvaise correspondance avec les stresseurs préoccupants en termes de sensibilité 2270 et de pertinence; 2271

• sont difficiles à appliquer (c.-à-d. dont on ne peut tenir compte complètement 2272 dans l’ÉRÉ); 2273

2-54

• ne sont pas suffisamment sensibles, compte tenu des objectifs de gestion (p. ex., si 2274 l’objectif de gestion est d’évaluer les effets potentiels sur la faune, un paramètre 2275 d’évaluation basé sur la « présence par opposition à l’absence d’espèces 2276 sauvages » serait trop général pour être utile). 2277

2.3.3. Paramètres de mesure 2278

Un paramètre de mesure18 est généralement toute mesure de l’exposition d’un RP ou des 2279 effets sur un RP, ou toute mesure du changement survenu dans l’attribut d’un paramètre 2280 d’évaluation. Les paramètres de mesure constituent l’assise des éléments de preuve 2281 utilisés pour estimer les risques (voir la figure 2-5 et au tableau 2-7 ci-dessus). Voici des 2282 exemples de paramètres de mesure : 2283

• le taux de survie et de croissance des gamétophytes de l’algue géante 2284 (Macrocystis pyrifera) exposés à des échantillons d’écoulements recueillis sur le 2285 terrain; 2286

• la biomasse végétale par unité de surface; 2287

• l’indice de diversité de Simpson pour des échantillons d’invertébrés du sol; 2288

• l’abondance d’éphémères, de phryganes et de perles (appelées taxons EPT – 2289 éphéméroptères, plécoptères, trichoptères) par échantillon standard; 2290

• le rapport molaire des sulfures volatils acides sur les métaux extraits 2291 simultanément (MES/SVA), comme indicateur de la biodisponibilité potentielle. 2292

Ces paramètres de mesure sont soit des mesures de l’exposition, soit des mesures des 2293 effets, mais pas des deux à la fois. En général, pour maintenir la distinction entre le 2294 paramètre de mesure et l’élément de preuve, on préférera ces types simples de paramètres 2295 de mesure. Les formes plus complexes de paramètres de mesure dans lesquelles on tente 2296 d’intégrer à la fois des données sur l’exposition et des données sur les effets (p. ex., 2297 comparaison de la densité des souris sylvestres sur le site et hors site, ou comparaison de 2298 la dose quotidienne de CP ingérée par les souris sylvestres sur le site, à une valeur 2299 toxicologique de référence établie en fonction de la dose, qui représente un niveau d’effet 2300 acceptable) ne constituent plus des paramètres de mesure, mais des éléments de preuve. Il 2301 faut établir les paramètres de mesure et les ÉDP en même temps, sinon on risque de 2302 proposer des paramètres de mesure sans comprendre la manière dont l’information sera 2303 utilisée. 2304

18 Le terme « paramètre de mesure » est préférable au terme « mesure de l’effet » du fait que la définition générale du paramètre de mesure peut comprendre non seulement la mesure de l’effet (changement mesurable d’un attribut), mais également la mesure de l’exposition (mesure de l’existence d’un stresseur, de la biodisponibilité et des déplacements) et la mesure des caractéristiques de l’écosystème et du récepteur (caractéristiques qui influent sur la relation entre l’exposition et l’effet) (Checkai et coll., 2002).

2-55

2.3.3.1. Critères de sélection des paramètres de mesure 2305

La sélection des paramètres de mesure ne se fait pas isolément, car ces derniers doivent 2306 correspondre aux groupes de récepteurs et aux paramètres d’évaluation. Certains critères 2307 pertinents pour la sélection des récepteurs (sous-section 2.2.5.3) le sont donc également 2308 directement pour la sélection des paramètres de mesure. Les principaux critères 2309 techniques pertinents pour la sélection des paramètres de mesure sont présentés en 2310 fonction des éléments de preuve à la sous-section 2.3.4. Bien que l’évaluateur du risque 2311 puisse devoir tenir compte de diverses contraintes d’ordre pratique comme le coût, la 2312 faisabilité et le temps, il devra également s’assurer que les critères techniques respectent 2313 les exigences de l’autorité compétente pour mener à bien l’évaluation du risque. 2314 Cependant, dans bien des ÉRÉ, il est possible d’adopter une approche itérative dans 2315 laquelle on fait d’abord appel aux paramètres de mesure les plus rentables (les plus 2316 efficaces par unité de coût), pour ajouter d’autres paramètres de mesure en cours de route, 2317 au besoin. 2318

2.3.3.2. Niveau d’organisation : organisme, population, 2319 communauté 2320

Il est souhaitable d’assurer la meilleure 2321 correspondance possible entre les 2322 paramètres d’évaluation et les 2323 paramètres de mesure, afin de pouvoir 2324 mesurer des attributs qui se rapportent 2325 de manière fonctionnelle à la propriété 2326 environnementale à l’étude. Il vaut 2327 mieux, mais sans que ce soit nécessaire, 2328 établir des paramètres de mesure et des 2329 paramètres d’évaluation au même niveau d’organisation écologique. 2330

Prenons par exemple le paramètre d’évaluation « abondance des passereaux », pour 2331 lequel le paramètre de mesure pourrait être la « densité des couples d’adultes 2332 reproducteurs de merles d’Amérique ». L’élément de preuve pourrait alors être le 2333 « pourcentage de différence de densité des couples d’adultes reproducteurs de merles 2334 d’Amérique sur le site X par rapport à des conditions de référence données ». Dans ce 2335 cas, on applique un attribut à l’échelle de la population (densité des couples 2336 reproducteurs) à une population locale de merles. Dans cet exemple, le paramètre de 2337 mesure et le paramètre d’évaluation sont tous deux exprimés à l’échelle de la population. 2338 Toutefois, s’il est difficile de déterminer le nombre de couples reproducteurs, si cette 2339 mesure est très variable ou si elle peut être biaisée par l’immigration d’individus 2340 provenant de l’extérieur du site, on peut songer à utiliser un autre paramètre de mesure, 2341 comme « le taux de mortalité et le taux de reproduction chez les merles ». Dans ce 2342 dernier cas, on suppose que ces deux attributs à l’échelle de l’organisme (mortalité et 2343

Concept clé :

L’établissement d’un lien entre l’ampleur des effets chez un individu et dans une population est un enjeu important pour une ÉRÉ. L’évaluateur du risque doit au moins porter un jugement de nature qualitative à partir des caractéristiques du cycle vital des RP.

2-56

reproduction) sont des mesures représentatives qu’on peut extrapoler à l’échelle de la 2344 population locale de merles. Une telle extrapolation peut se faire qualitativement au 2345 moyen d’une description, ou quantitativement au moyen d’un modèle de population. 2346

Une importante propriété de tout paramètre de mesure devrait être la capacité 2347 d’interpréter les résultats par rapport aux objectifs de protection. Si l’objectif de 2348 protection est « le moins d’effets possible sur une communauté de mammifères 2349 terrestres », il faut pouvoir établir un lien entre les variations des paramètres de mesure et 2350 les effets potentiels sur les populations et, en définitive, sur la communauté. En pratique, 2351 c’est assez difficile. Cette question préoccupe les écotoxicologues depuis des décennies, 2352 en raison des liens complexes et des incertitudes qui caractérisent les systèmes 2353 écologiques, notamment en ce qui concerne la dépendance à la densité, les variations 2354 intraspécifiques de sensibilité et les facteurs confusionnels liés à l’habitat. Bien que les 2355 méthodes d’ÉRÉ aient évolué pour tenir compte de certaines incertitudes, notamment par 2356 des ajustements effectués au moyen de facteurs d’extrapolation et d’incertitude, des 2357 difficultés demeurent pour ce qui est de l’extrapolation entre les différents niveaux 2358 d’organisation et de la compréhension de la dynamique complexe à des niveaux 2359 d’organisation supérieurs. 2360

La plupart des paramètres de mesure des ÉRÉ concernent des attributs à l’échelle de 2361 l’organisme, d’une population ou d’une communauté (Suter et coll., 2005), comme le 2362 taux de mortalité, le taux de reproduction et la croissance. Les paramètres d’évaluation 2363 portent souvent sur les populations ou les communautés, alors que les paramètres de 2364 mesure concernent les attributs à l’échelle de l’organisme qu’on croit liés au paramètre 2365 d’évaluation de la population ou de la communauté (CCME, 2006). Bien que le lien 2366 quantitatif entre les attributs à l’échelle de l’organisme et les réponses de la population ou 2367 de la communauté soit rarement connu de façon certaine, on suppose habituellement qu’il 2368 n’y aura pas d’effet sur la population ou la communauté si l’ÉRÉ prédit qu’il n’y aura pas 2369 d’effet à l’échelle de l’organisme. Si l’ÉRÉ prédit des effets sur l’organisme, il n’est pas 2370 facile de prédire les niveaux d’effets sur la population ou la communauté. Ainsi, une 2371 population qui a déjà atteint la capacité limite du milieu ne sera peut-être pas affectée par 2372 une hausse du taux de mortalité à l’échelle des organismes. D’autre part, une population 2373 qui arrive à peine à survivre pourrait disparaître si un stress quelconque venait s’ajouter. 2374 L’extrapolation à l’échelle de la population à partir d’attributs à l’échelle des organismes 2375 nécessite de comprendre les facteurs qui influent sur la dynamique de la population. 2376 L’extrapolation à l’échelle de la communauté à partir des populations nécessite de 2377 comprendre les interactions au sein de la communauté (p. ex., une espèce peut devenir 2378 plus abondante si son prédateur est moins abondant). Bien que les praticiens de l’ÉRÉ 2379 souhaitent mettre au point des méthodes, ils décrivent habituellement l’effet possible à 2380 l’échelle de la communauté en termes qualitatifs, lorsqu’ils le décrivent. 2381

Certains paramètres de mesure sont faciles à interpréter en termes écologiques, car ils 2382 portent sur des attributs réels à l’échelle de la communauté ou du moins à l’échelle de la 2383 population, mais ces paramètres ne peuvent déceler que de très grands changements. 2384 2-57

D’autres paramètres de mesure qui concernent des attributs à l’échelle de l’organisme 2385 peuvent permettre de détecter davantage de changements, mais les résultats sont moins 2386 faciles à extrapoler à l’échelle des populations et des communautés. C’est en partie pour 2387 cette raison que les ÉRÉ font appel à plusieurs types d’éléments de preuve. Il existe 2388 néanmoins des méthodes permettant d’évaluer les effets sur les populations et les 2389 communautés (voir Suter, 2007), qui doivent être employées autant que possible. 2390

Une difficulté propre à l’évaluation des effets à l’échelle de la population réside dans la 2391 définition de la population à l’étude (c.-à-d. la population évaluée). Du point de vue 2392 purement biologique, une population écologique se définit comme un groupe d’individus 2393 d’une seule espèce qui se reproduisent entre eux et fréquentent le même habitat. Du point 2394 de vue de l’évaluation du risque, toutefois, cette définition est trop générale, en particulier 2395 pour les organismes qui parcourent de grandes distances (jusqu’à l’échelle continentale). 2396 Si la définition d’une population évaluée se rapporte à un vaste espace, les effets sur un 2397 groupe localisé d’individus se trouvant 2398 à proximité d’un site contaminé 2399 peuvent ne pas avoir de répercussions 2400 sur la population évaluée, tout en étant 2401 inacceptables pour ce qui est des 2402 objectifs de protection. 2403

Un autre enjeu concernant la définition de la population est la compréhension du contexte 2404 écologique du groupe considéré comme une population locale. Une petite parcelle de 2405 forêt au milieu d’une exploitation agricole ou d’un centre urbain peut jouer un rôle 2406 important (p. ex., un corridor de migration) lorsque l’ensemble de l’habitat est fragmenté, 2407 alors qu’une zone de même superficie située dans une région sauvage non fragmentée 2408 pourrait être moins sensible à une perturbation de l’environnement. 2409

Les questions d’ordre général relatives à l’échelle spatiale et à l’ampleur générale des 2410 effets sont abordées plus en profondeur au chapitre 5. 2411

2.3.3.3. Types d’effets utilisés pour les paramètres de mesure 2412

Dans le cas des paramètres de mesure qui sont des mesures directes des effets, on 2413 s’entend généralement pour dire que certains types d’effets conviennent mieux que 2414 d’autres. En particulier, les effets à mesurer doivent être pertinents en termes écologiques 2415 et pouvoir être reliés aux paramètres d’évaluation, qui portent le plus souvent sur des 2416 attributs à l’échelle de la population ou de la communauté. 2417

Dans l’orientation générale publiée par le CCME en 2006, on mentionne que les effets 2418 mesurés à l’échelle de l’organisme doivent être d’une importance décisive pour que 2419 l’espèce puisse compléter un cycle de vie normal et produire une descendance viable. La 2420 mortalité et la reproduction sont les deux types d’effets qu’on peut le plus facilement 2421 associer aux effets à l’échelle de la population. La dynamique des populations est 2422

Concept clé :

Si on s’intéresse à la population d’une espèce sauvage en particulier, il faut définir le plus clairement possible cette population (la population évaluée) si on veut la gérer.

2-58

toutefois complexe, et plusieurs 2423 mécanismes directs et indirects 2424 pourraient avoir des effets létaux et 2425 sublétaux entraînant des répercussions à 2426 l’échelle de la population. Les mesures 2427 effectuées directement à l’échelle de la 2428 population ou de la communauté sont 2429 idéales, mais souvent impossibles ou 2430 difficiles à obtenir. 2431

D’autres types d’effets sont utilisables 2432 comme substituts pour les réponses de la 2433 population, mais ceux-ci sont 2434 généralement plus difficiles à associer aux effets à l’échelle de la population ou de la 2435 communauté. C’est surtout le cas pour les effets qui ne constituent pas vraiment une 2436 mesure d’un effet nocif, mais plutôt une mesure du potentiel de réponse nocive (p. ex., 2437 induction enzymatique). 2438

Diverses autorités compétentes au Canada ont formulé des directives sur les types 2439 d’effets à utiliser comme paramètres de mesure (voir le tableau 2-8). Il n’y a pas de règle 2440 précise pour l’utilisation de ces types d’effets dans la sélection des paramètres. Les 2441 praticiens de l’ÉRÉ doivent faire appel à leur jugement au cas par cas. Lorsqu’on 2442 considère les avantages et les inconvénients des divers types d’effets utilisés 2443 (tableau 2-9), il faut privilégier les effets qui sont étroitement liés aux paramètres 2444 d’évaluation. Les paramètres qui sont pertinents aux paramètres d’évaluation 2445 comprennent les mesures directes à l’échelle de la population ou de la communauté, ou 2446 les effets sur la mortalité et sur la reproduction, lesquels peuvent être directement reliés 2447 aux attributs à l’échelle de la population. Parmi les autres types d’effets, la croissance est 2448 généralement le premier choix. Cela ne signifie pas que les autres paramètres soient 2449 dénués d’intérêt. Si on observe, à faible concentration, des effets comportementaux qui 2450 risquent d’avoir des répercussions à l’échelle de la population (p. ex., diminution de la 2451 réponse de fuite en présence d’un prédateur), il faut les considérer comme pertinents19. 2452

2453

19 En 2007, le CCME a indiqué que, pour établir des recommandations sur la qualité de l’eau, on pouvait avoir recours à des paramètres inhabituels, comme le comportement, s’il est possible de démontrer leur pertinence écologique.

Concept clé :

La mortalité et la reproduction à l’échelle des organismes sont les effets qu’on peut le plus facilement extrapoler à l’échelle de la population. Les effets sur la croissance peuvent se traduire à l’échelle de la population en termes de biomasse. D’autres types d’effets peuvent être sensibles aux CP, mais la possibilité d’extrapoler les effets sur les organismes à l’échelle de la population nécessite alors un examen attentif.

2-59

Tableau 2-8. Types d’effets et leur degré d’acceptabilité pour la sélection des paramètres de mesure selon 2454 diverses autorités compétentes20 2455

Types d’effets CCME (1997a)

SAB-CS (2008)

OMEO (20011)21

CEAEQ (1998)

CCME (2006)

CCME (2007)

CCME (1995)

Mortalité Acceptable Acceptable Acceptable Acceptable Acceptable Acceptable Acceptable Reproduction Acceptable Acceptable Acceptable Acceptable Acceptable Acceptable Acceptable Croissance Acceptable Acceptable Acceptable Acceptable Acceptable Acceptable Acceptable Comportement Acceptable Acceptable Variable Variable Variable Morphologie/malformation Acceptable Variable Tumeurs Acceptable Variable Mesures physiologiques comme l’efficacité de l’absorption, l’absorption des substances nutritives, le volume sanguin, etc.

Acceptable Variable Variable Variable

Activité enzymatique Acceptable Inacceptable Variable Histopathologie (changements cellulaires) Acceptable Acceptable Inacceptable Développement (certaines mesures seulement, p. ex., développement sexuel)

Variable Acceptable

Réponse immunologique Inacceptable Attributs à l’échelle de la population (p. ex., biomasse, abondance)

Acceptable Acceptable Acceptable Acceptable

Attributs à l’échelle de la communauté (p. ex., diversité)

Acceptable Acceptable

2456

20 Ce tableau est simplifié. Certains documents d’orientation mentionnent des exceptions au cas par cas, le principal critère considéré étant de savoir si un effet particulier est susceptible d’avoir une incidence sur la survie, la reproduction ou la croissance. Les cases laissées en blanc dans le tableau ne signifient pas que l’effet en question est acceptable ou inacceptable, mais plutôt qu’il n’a fait l’objet d’aucune mention explicite. 21 Les directives du MEO (2011) sont conçues pour élaborer des normes génériques, mais servent aussi de base à la réalisation de nombreuses évaluations du risque. L’acceptabilité varie d’un groupe de récepteurs à l’autre. Il y a des exceptions dans de nombreux cas, et les responsables d’ÉRÉ peuvent décider de s’écarter des directives ci-dessus s’ils donnent des explications complètes et pertinentes à l’appui de leur décision.

2-60

Tableau 2-9. Avantages et inconvénients de certains types d’effets 2457 comme paramètres de mesure 2458

Type d’effet Principaux avantages (A) et inconvénients (I) Mesures directes à l’échelle de la communauté, comme la diversité, la biomasse ou la richesse spécifique

• A : Habituellement directement pertinent pour le paramètre d’évaluation. • I : Peut être difficile à mesurer directement et son pouvoir de détection du changement peut être limité.

Mesures directes à l’échelle de la population, comme l’abondance ou la biomasse

• A : Habituellement directement pertinent pour le paramètre d’évaluation. • I : Peut être difficile à mesurer directement; le pouvoir de détection du changement peut être limité, tout comme la capacité d’établir des relations de cause à effet avec les stresseurs.

Taux de mortalité • A : Facile à mesurer dans certains cas; temps de réponse habituellement rapide; lien relativement facile à établir avec l’échelle de la population. • I : Souvent moins sensible que les autres paramètres; difficile à mesurer in situ (p. ex., pour les espèces sauvages); les réponses peuvent être retardées.

Paramètres relatifs à la reproduction (p. ex., fécondité, taux de reproduction)

• A : Peuvent être faciles à mesurer selon l’effet; lien relativement facile à établir à l’échelle de la population selon l’effet; peuvent être indicateurs d’autres effets inconnus. • I : Certains effets sur la reproduction ne sont pas faciles à mesurer (p. ex., pour les espèces sauvages) et le temps de réponse est long pour certains récepteurs.

Croissance • A : Souvent plus sensible que le taux de mortalité ou la reproduction; indicateur possible d’autres effets inconnus. • I : Lien plus difficile à établir à l’échelle de la population.

Comportement (lorsqu’on peut établir un lien entre le comportement et la mortalité, comme l’évitement des prédateurs, ou la reproduction, comme la fréquence des accouplements)

• A : Souvent plus sensible que le taux de mortalité ou la reproduction; indicateur possible d’autres effets inconnus; il est souvent possible d’établir un lien avec la reproduction et la mortalité. • I : Les liens à l’échelle de la population et de la communauté peuvent être vagues; les effets peuvent être subtils et le temps de réponse peut être long.

Tous les autres types de paramètres (voir les exemples du tableau 2-8)

• A : Peuvent être plus sensibles aux contaminants que les autres paramètres. • I : Lien difficile à établir avec les paramètres d’évaluation à l’échelle de la population et de la communauté, ou encore il est possible qu’il n’y ait pas d’effet nocif net.

2459 2-61

2460

2.3.4. Éléments de preuve 2461

2.3.4.1. Définition d’un ÉDP 2462

La façon d’organiser et d’appliquer les 2463 paramètres de mesure définit les 2464 éléments de preuve (ÉDP) qui feront 2465 partie de l’ÉRÉ. Les éléments de preuve 2466 découlent des paramètres de mesure et 2467 d’évaluation (figure 2-5; exemples du 2468 tableau 2-7). Bien que la figure illustre 2469 un processus par étapes, en réalité, les 2470 éléments de preuve se déterminent 2471 presque en même temps que les paramètres de mesure (autrement dit, il ne sert à rien de 2472 déterminer un outil sans réfléchir à l’avance à quoi les résultats serviront). 2473

Comme on l’a souligné précédemment, la portée des paramètres de mesure varie 2474 considérablement et il est possible de 2475 les définir pour les rendre équivalents à 2476 un élément de preuve du point de vue 2477 fonctionnel. En général, il est plus 2478 facile de définir un paramètre de 2479 mesure comme une mesure de 2480 l’exposition ou de l’effet, ce qui permet de bien le distinguer de l’élément de preuve. 2481 L’expression des ÉDP joue le rôle d’un pont entre les données non traitées recueillies en 2482 vue d’éclairer l’évaluation du risque (paramètres de mesure) et l’analyse ou 2483 l’interprétation subséquente de ces données à l’étape de l’analyse de l’ÉRÉ. 2484

Par exemple, si nous mesurons la diversité des espèces dans une communauté 2485 d’invertébrés du sol (paramètre de mesure), nous pouvons appliquer les données obtenues 2486 de plusieurs façons, notamment : 2487

(1) comparaison de l’indice moyen de diversité du site à des conditions de référence 2488 (p. ex., au moyen d’une analyse de la variance); 2489

(2) comparaison de l’indice de diversité à des seuils prédéterminés pour la qualité du sol 2490 selon des principes écologiques; 2491

(3) modélisation de l’indice de diversité par rapport à la concentration dans le sol d’un 2492 contaminant (p. ex., par régression linéaire simple). 2493

Ces applications seraient considérées comme des éléments de preuve distincts, dérivés de 2494 la même mesure de l’effet (l’indice de diversité). Deux des analyses mesurent l’ampleur 2495

Définition :

Élément de preuve (ÉDP) : Toute correspondance entre des mesures de l’exposition et des effets qui éclaire l’évaluation d’un paramètre d’évaluation précis. Le plus souvent, les éléments de preuve englobent un ou plusieurs paramètres de mesure.

Concept clé :

Il est utile de considérer les paramètres de mesure comme des outils, et les éléments de preuve comme des utilisations de ces outils.

2-62

du risque potentiel, alors que l’autre porte sur l’établissement de relations potentielles de 2496 cause à effet avec la contamination. Chaque ÉDP offre une information différente (mais 2497 valable) pour éclairer le paramètre d’évaluation. 2498

En pratique, il peut être approprié de regrouper des ÉDP très apparentés. Par exemple, 2499 comme l’illustre le tableau 2-7, tous les ÉDP qui utilisent les résultats d’un essai de 2500 toxicité chez les amphipodes, d’une façon ou d’une autre, peuvent être regroupés aux 2501 fins d’analyse et de production de rapports, même si l’essai de toxicité peut comporter 2502 plus d’un paramètre de mesure donné (p. ex., croissance et survie). Il est également 2503 possible que plusieurs ÉDP utilisent les résultats d’un même essai de toxicité. 2504

En précisant les ÉDP, il est important d’exprimer clairement la relation qui existe entre la 2505 mesure de l’exposition et la mesure de l’effet. Dans le cas de certains ÉDP, la relation est 2506 évidente (p. ex., comparaison des résultats d’une analyse chimique de sol aux 2507 Recommandations canadiennes pour la qualité des sols). Dans d’autres cas, la relation est 2508 moins évidente et nécessite une explication (p. ex., diversité de la communauté 2509 d’invertébrés benthiques en fonction de la proximité d’une source ponctuelle). Dans ce 2510 dernier exemple, la « proximité » peut dépendre de la distance ou de la direction, ou des 2511 deux à la fois, et il se pourrait que l’ÉDP doive préciser le regroupement des postes 2512 d’échantillonnage, les transects établis en fonction de la distance, ou d’autres mesures de 2513 l’exposition. 2514

2.3.4.2. Organisation des ÉDP 2515

Afin de conserver une certaine uniformité dans la pratique, il est utile de conceptualiser 2516 les quatre grandes catégories d’éléments de preuve (ÉDP) comme suit : 2517

• Preuves toxicologiques propres à un site – couvrent les paramètres de mesure 2518 liés à des études portant sur l’exposition d’organismes d’essai à un milieu 2519 contaminé, dans des conditions contrôlées22. 2520

• Preuves toxicologiques indirectes – couvrent les renseignements toxicologiques 2521 recueillis dans d’autres sites, en tenant pour acquis que la relation concentration-2522 réponse est similaire ou peut être estimée à partir de données recueillies dans 2523 d’autres sites. 2524

• Preuves biologiques propres à un site – couvrent l’évaluation directe des 2525 conditions biologiques d’un site. 2526

• Preuves biologiques indirectes – couvrent l’évaluation indirecte des conditions 2527 biologiques, par extrapolation des connaissances acquises dans d’autres sites. 2528

22 Les conditions peuvent être contrôlées en laboratoire ou in situ.

2-63

L’organisation des ÉDP simplifie la caractérisation du risque (chapitre 5) et concorde 2529 avec l’organisation des outils dans l’évaluation des effets (chapitre 4). 2530

Il est courant d’omettre une ou plusieurs de ces catégories d’ÉDP à une étape ou l’autre 2531 de l’évaluation du risque, selon la portée ou la complexité de l’étude, la stratégie 2532 d’échelonnement du projet et les objectifs de l’évaluation du risque. Par exemple, on 2533 n’effectue pas souvent d’études toxicologiques propres à un site dans le cas d’oiseaux et 2534 de mammifères, et on n’en effectue à peu près jamais pour les espèces en voie de 2535 disparition. De même, les études biologiques propres à un site sont rares à l’étape de 2536 l’évaluation quantitative préliminaire du risque (ÉQPR). Si l’un ou l’autre des quatre 2537 types d’ÉDP est absent, ce n’est pas grave. Par contre, l’évaluateur du risque doit 2538 reconnaître explicitement les conséquences et les incertitudes associées au fait de 2539 privilégier ou d’omettre l’un ou l’autre des types d’ÉDP ci-dessus. 2540

Chacune de ces catégories générales d’ÉDP s’accompagne d’incertitudes et de méthodes 2541 d’évaluation différentes. En outre, il n’est pas rare qu’une catégorie générale d’ÉDP 2542 comprenne de multiples ÉDP individuels : 2543

• Les essais de toxicité propres à un site font généralement partie d’un ensemble de 2544 tests portant sur plusieurs espèces, diverses périodes de temps et de multiples 2545 paramètres. 2546

• Les comparaisons avec les lignes directrices ou les données de référence peuvent 2547 être multiples (différents territoires de compétence ou différentes études de cas). 2548

• Les études à l’échelle de la communauté comportent une multitude de paramètres 2549 potentiels (p. ex., diversité et densité totales, diversité et densité des taxons 2550 importants, diversité et densité des taxons sensibles, indices de diversité). 2551

• Il peut exister de nombreux types de paramètres biologiques provenant d’autres 2552 sites. 2553

• On peut comparer les paramètres biologiques et toxicologiques à de nombreuses 2554 mesures d’exposition (p. ex., propriétés chimiques de chaque CP, substance 2555 chimique de substitution comme les équivalents toxiques [ÉT], données 2556 d’exposition issues d’une analyse chimique multivariée [principaux composants], 2557 mesures de la distance et de la direction, etc.). 2558

Les paramètres sont regroupés en quatre grandes catégories dans le but, notamment, de 2559 reconnaître explicitement la redondance partielle liée à l’utilisation de multiples 2560 paramètres apparentés. Bien entendu, l’organisation formelle des ÉDP n’est pas 2561 importante dans le cas des ÉRÉ simples qui nécessitent un nombre limité d’ÉDP aux fins 2562 de l’évaluation du risque, ou lorsqu’un nombre limité d’ÉDP suffisent pour conclure sans 2563 équivoque que les risques sont négligeables. 2564

2565

2-64

2.3.4.3. Sélection des ÉDP 2566

La justification de la sélection des ÉDP doit être indiquée clairement dans l’énoncé du 2567 problème. Les ÉDP utilisés aux fins d’une ÉRÉ (voir l’exemple au tableau 2-7) 2568 découlent de l’examen d’une liste préliminaire d’ÉDP possibles. Les critères pouvant 2569 servir à la sélection des ÉDP comprennent ce qui suit23 : 2570

• Pertinence écologique – Dans quelle mesure le paramètre d’évaluation est-il 2571 représenté par l’ÉDP? 2572

• Sensibilité – Dans quelle mesure l’ÉDP permet-il de détecter les changements ou 2573 les différences par rapport aux conditions de référence? Les résultats sont-ils 2574 indiqués de manière quantitative ou selon les grandes catégories (p. ex., faible, 2575 modéré, élevé)? L’ÉDP présente-t-il habituellement un taux élevé d’erreurs 2576 aléatoires? 2577

• Spécificité – Dans quelle mesure l’ÉDP permet-il de distinguer les effets des CP 2578 associés à un site des autres facteurs? 2579

• Représentativité spatiale et information propre au site – L’ÉDP fournit-il de 2580 l’information propre à un site donné, selon une échelle spatiale appropriée compte 2581 tenu des paramètres d’évaluation établis? 2582

• Représentativité temporelle – L’ÉDP rend-il compte de la variation temporelle 2583 associée aux risques écotoxicologiques potentiels? 2584

• Qualité prévue des données – Selon l’expérience du praticien, quelle est la 2585 probabilité que la qualité des données produites par cet ÉDP soit mauvaise et 2586 diminue l’utilité de l’ÉDP? 2587

• Acceptabilité prévue – L’ÉDP comporte-t-il des méthodes d’essai normalisées ou 2588 est-il utilisé depuis longtemps, de sorte que les organismes de réglementation 2589 auraient confiance dans les résultats? 2590

L’évaluateur du risque doit au moins fournir la liste des ÉDP qui ont été examinés aux 2591 fins d’une ÉRÉ et indiquer les raisons pour lesquelles chaque ÉDP a été retenu ou exclu. 2592 L’information peut être présentée sous forme de texte ou de tableau. Les justifications 2593 doivent être fondées sur des critères appropriés, comme ceux qui sont mentionnés 2594 ci-dessus. Dans le cas des ÉRÉ complexes dont la mise en œuvre est structurée en 2595 plusieurs étapes, on doit aussi expliquer le choix des ÉDP proposés au départ et des ÉDP 2596 reportés. 2597

2598

23 Adapté en partie de Menzie et coll. (1996) et de SAB-CS (2010).

2-65

2.3.4.4. Application des ÉDP 2599

Étant donné que les ÉDP servent à évaluer le risque dans le cadre de l’ÉRÉ, il est 2600 important de vérifier si les ÉDP retenus représentent bien tous les groupes de récepteurs 2601 et toutes les voies d’exposition. Les groupes de récepteurs sont vérifiés de façon implicite 2602 au moment de la préparation du 2603 tableau des ÉDP (tableau 2-7). Pour 2604 la vérification des voies d’exposition, 2605 la solution la plus simple consiste à 2606 ajouter une colonne « oui/non » au 2607 modèle des tableaux 2-5 et 2-6 afin 2608 d’indiquer si oui ou non un ou 2609 plusieurs ÉDP proposés sont pertinents pour chaque voie d’exposition. 2610

L’évaluation et l’application des éléments de preuve font partie de l’ÉRÉ. La description 2611 de la méthode qui servira à intégrer les ÉDP au cadre d’appréciation du poids de la 2612 preuve doit figurer dans la stratégie générale de l’ÉRÉ (voir la prochaine section). Le 2613 caractère détaillé de cette description dépend de la complexité de l’ÉRÉ et du type de 2614 méthode utilisée pour la caractérisation du risque. Le chapitre 5 traite de la gamme 2615 d’options utilisées pour évaluer le poids de la preuve (PP). Les méthodes d’évaluation du 2616 PP les plus approfondies peuvent exiger une évaluation quantitative officielle des ÉDP au 2617 moment de l’énoncé du problème (p. ex., pondération ou classement de chaque ÉDP en 2618 fonction de l’évaluation de multiples attributs). Il est possible que ce type de méthode soit 2619 trop lourd pour la plupart des ÉRÉ, mais une évaluation critique de la pertinence des ÉDP 2620 effectuée avant l’analyse des données permet d’éviter « l’improvisation », laquelle 2621 pourrait se définir comme la formulation de suppositions gratuites (faites après coup) 2622 pouvant donner l’impression d’un processus de décision systématique, mais qui, en fait, 2623 seraient arbitraires et impossibles à distinguer d’interprétations subjectives. Peu importe 2624 le degré de formalisme retenu, il est important de justifier la sélection des ÉDP à l’étape 2625 de l’énoncé du problème, comme il était indiqué à la section précédente. Des critères tels 2626 que la pertinence écologique, qui ne varient pas en fonction des données recueillies après 2627 l’énoncé du problème, peuvent être reportés directement de l’énoncé du problème à la 2628 caractérisation du risque dans le cadre d’une méthode d’évaluation du PP (voir le 2629 chapitre 5). 2630

2.3.5. Stratégie générale de l’ÉRÉ 2631

En même temps qu’on détermine les ÉDP, il est important de concevoir la stratégie 2632 générale de mise en œuvre de l’ÉRÉ. Cette stratégie n’a pas besoin de décrire en détail 2633 les méthodes employées sur le terrain ou en laboratoire ni les méthodes d’analyse des 2634 données, car ces descriptions conviennent mieux au plan d’échantillonnage et d’analyse 2635 (voir la prochaine section). La stratégie doit surtout traiter des principaux enjeux d’ordre 2636 général, tels que ceux-ci : 2637

Concept clé :

Il est important de vérifier si l’élément de preuve correspond bien à une voie d’exposition du RP, afin qu’aucune voie d’exposition n’échappe à l’évaluation.

2-66

• Phases/itération – Procédera-2638 t-on par étapes pour la mise 2639 en œuvre de l’ÉRÉ? Si c’est 2640 le cas, quels ÉDP 2641 étudiera-t-on à chaque étape? 2642 Quelles seraient les 2643 conditions (résultats) requises 2644 pour considérer la première 2645 étape de l’ÉRÉ terminée? 2646

• Échéancier – Il faut préciser 2647 quelles seront les conséquences de la mise en œuvre par étapes et des autres 2648 contraintes sur l’échéancier de l’ensemble de l’ÉRÉ. 2649

• Protocole expérimental (la sous-section ci-dessous en traite plus à fond) – Est-ce 2650 que les études sur le terrain comprendront un plan par gradient ou une 2651 comparaison des conditions du site à des conditions de référence? Quel nombre de 2652 répétitions sur le terrain sera requis afin de détecter adéquatement les valeurs de 2653 l’ampleur de l’effet étudié ou d’établir des corrélations entre l’exposition et les 2654 effets? Quelle est l’échelle spatiale générale de l’échantillonnage pour chaque 2655 type de données? Alors que les détails figurent dans le plan d’échantillonnage et 2656 d’analyse, le plan conceptuel doit figurer dans la stratégie générale. 2657

• Coordination avec l’étude en cours sur le site – Si on est en train d’effectuer une 2658 étude supplémentaire sur le site, dans quelle mesure ces travaux concorderont-ils 2659 avec l’ÉRÉ et l’appuieront-ils? Comment utilisera-t-on dans l’ÉRÉ les données 2660 fournies par l’étude? 2661

• Méthode de caractérisation 2662 du risque – En tenant pour 2663 acquis qu’il y a plus d’un 2664 ÉDP pour au moins 2665 quelques-uns des paramètres 2666 d’évaluation, il est important 2667 de décrire, à l’étape de 2668 l’énoncé du problème, comment on appliquera la méthode d’appréciation du PP à 2669 la caractérisation du risque. Cette description doit traiter de ce qui suit : 2670

o Comment va-t-on résumer et intégrer les ÉDP? 2671

o Comment jugera-t-on de l’ampleur des risques, de l’incertitude concernant 2672 les risques, des relations de causalité ou des autres attributs (un tableau de 2673 valeurs par défaut est fourni au chapitre 5 dans ce but)? 2674

Concept clé :

La stratégie générale de l’ÉRÉ fournit une bonne vue d’ensemble de la méthode à adopter pour effectuer l’ÉRÉ. La stratégie générale doit faire partie de tous les énoncés de problème. Par contre, dans certains cas, on peut reporter la planification détaillée de l’échantillonnage et de l’analyse jusqu’à ce qu’on se soit mis d’accord sur une stratégie générale et sur les éléments de preuve à proposer pour l’ÉRÉ.

Concept clé :

La méthode d’appréciation du PP doit être décrite dans l’énoncé du problème et être mise en œuvre à l’étape de la caractérisation du risque.

2-67

Bref, c’est à l’étape de l’énoncé du problème qu’il faut bien comprendre et 2675 articuler en détail comment on procédera à la caractérisation du risque. La 2676 caractérisation du risque, y compris les méthodes d’appréciation du PP, est décrite 2677 en détail au chapitre 5. La plus grande partie de ce chapitre est toutefois 2678 pertinente pour l’étape de l’énoncé du problème (c.-à-d. que c’est à cette étape 2679 qu’il faut en tenir compte). 2680

• Transparence – Comment 2681 présentera-t-on l’ensemble 2682 des résultats de l’ÉRÉ? Quels 2683 mécanismes ou quels outils 2684 aideront les examinateurs à 2685 comprendre comment on est 2686 parvenu aux conclusions? 2687 Quels mécanismes ou quels 2688 outils aideront les 2689 examinateurs à effectuer une évaluation indépendante du risque à partir de 2690 l’information présentée? 2691

Avant de commencer, il faut discuter de la stratégie générale de mise en œuvre avec les 2692 principaux intervenants et les organismes de réglementation pour s’assurer que l’ÉRÉ 2693 comblera leurs attentes. Il est possible de préparer le plan d’échantillonnage et d’analyse 2694 avant le début des travaux, du moment qu’on s’est mis d’accord sur la stratégie. 2695

2.3.5.1. Plan contrôle-impact ou plan par gradient 2696

Dans le cadre d’une ÉRÉ, l’établissement du protocole expérimental nécessite un examen 2697 attentif, car le protocole choisi détermine les types de déductions pouvant être faites à 2698 partir des données recueillies. Il est important que le praticien détermine à l’avance la 2699 manière dont les effets potentiels de la contamination seront évalués. Le plan d’étude 2700 « contrôle-impact » classique, souvent utilisé dans les ÉRÉ pour comparer un site donné à 2701 un site de référence, pose des problèmes fondamentaux en raison de la variabilité 2702 naturelle, sans lien avec la contamination, qu’on observe entre les sites. Il est préférable 2703 d’établir une comparaison par rapport à une condition de référence (fondée, par exemple, 2704 sur de nombreux sites de référence), mais là encore, les résultats peuvent être biaisés, 2705 dans une certaine mesure, par la variabilité naturelle qui existe entre les sites. Dans la 2706 plupart des cas, on doit envisager un plan d’étude par gradient, qui permet au praticien 2707 d’évaluer les relations possibles entre la contamination et les effets, et de comprendre les 2708 différences observées entre les zones présentant des concentrations variables de 2709 contaminants. L’analyse qui suit fournit des justifications à cet égard. 2710

Dans un plan d’étude contrôle-impact classique, on interprète l’effet de la contamination 2711 en comparant le rendement d’un site à une valeur témoin. Par exemple, un praticien peut 2712 comparer la croissance des plantes dans un site contaminé à la croissance des plantes 2713

Concept clé :

Les praticiens de l’ÉRÉ doivent faire en sorte que les résultats et les conclusions de l’évaluation du risque soient présentés de manière transparente, afin que les examinateurs, les parties intéressées et les décideurs puissent aisément comprendre ces résultats et se faire une opinion.

2-68

dans un site témoin, ou « site de référence », en supposant que les deux sites sont 2714 identiques, sauf en ce qui a trait à la contamination. Malheureusement, il n’existe pas 2715 deux sites identiques : la comparaison d’un site avec un seul et unique site de référence 2716 présente donc une valeur limitée. Si de multiples échantillons sont prélevés aux deux 2717 sites, l’hypothèse selon laquelle le taux de croissance des plantes est similaire aux deux 2718 endroits peut être statistiquement vérifiée, mais toute différence observée entre les sites 2719 ne peut être interprétée comme une preuve de l’existence d’un effet dû aux contaminants, 2720 puisqu’on doit s’attendre à ce que les sites présentent des différences intrinsèques, même 2721 en l’absence de contamination. Un praticien qui supposerait de façon erronée qu’une 2722 différence statistiquement significative est liée à une contamination commettrait une 2723 pseudoréplication (Hurlbert, 1984). En effet, les données indiquent l’existence d’une 2724 variabilité entre les deux sites, mais non l’existence d’une variabilité entre les sites 2725 contaminés et les sites non contaminés de façon générale. Dans le cadre d’essais réalisés 2726 sur les effets de la contamination, les échantillons prélevés à chaque site sont considérés 2727 comme des pseudoréplicats, et non comme de véritables réplicats. 2728

Une façon de résoudre le problème de la variabilité intrinsèque des sites est de définir une 2729 « condition de référence » pouvant servir de point de comparaison pour l’évaluation d’un 2730 site contaminé. Dans le cas des sites contaminés, la condition de référence doit 2731 habituellement représenter un ensemble de conditions qu’on retrouverait en l’absence de 2732 contamination propre à un site. L’établissement d’une condition de référence peut se faire 2733 de diverses manières (Stoddard et coll., 2006), la plus courante consistant à utiliser de 2734 multiples sites de référence pour déterminer un ensemble de conditions constituant un 2735 point de référence. Ainsi, le Réseau canadien de biosurveillance aquatique (RCBA)24 2736 utilise la méthode de la condition de référence fondée sur de multiples sites de référence 2737 pour évaluer les effets potentiels des facteurs de stress sur les systèmes d’eau douce. Il 2738 s’agit d’une énorme amélioration par rapport à la comparaison établie avec un site de 2739 référence unique, mais comme le site contaminé n’est pas répliqué, il reste que nous ne 2740 savons toujours pas dans quelle mesure les différences observées entre le site et la 2741 condition de référence sont naturelles ou liées à une contamination. À défaut de 2742 comprendre cette limite, la comparaison d’un site contaminé à des conditions de 2743 référence fondées sur de multiples sites peut s’avérer utile. L’établissement d’une 2744 condition de référence peut aussi se faire par d’autres moyens : interprétation de 2745 conditions historiques (si on dispose de données sur les conditions qui existaient avant 2746 qu’un site soit contaminé), extrapolation des relations empiriques établies entre les 2747 indicateurs biologiques et la contamination (p. ex., provenant d’autres sites) ou utilisation 2748 de principes écologiques pour déterminer les conditions attendues en l’absence de 2749 contamination (Stoddard et coll., 2006). 2750

24 http://www.ec.gc.ca/rcba-cabin/default.asp

2-69

http://www.ec.gc.ca/rcba-cabin/default.asp

La comparaison des variables biologiques d’un site contaminé à une condition de 2751 référence sera toujours biaisée en raison de la variabilité inhérente aux systèmes 2752 biologiques. Comme les paramètres d’évaluation des ÉRÉ sont souvent établis à l’échelle 2753 de la population ou de la communauté, les praticiens devraient s’attendre à ce que la 2754 population ou la communauté étudiée dans un site donné présente des différences 2755 intrinsèques avec toute population ou communauté associée à un autre site ou ensemble 2756 de sites. Landis et coll. (2011) ont fourni des arguments détaillés pour expliquer pourquoi 2757 il n’existe pas, selon eux, de site de référence à proprement parler quand il est question de 2758 populations et de paysages. En conséquence, le plan d’échantillonnage établi pour les 2759 ÉRÉ devrait donc généralement mettre l’accent sur l’évaluation des tendances en fonction 2760 des gradients de contamination et d’autres facteurs susceptibles d’entraîner une variabilité 2761 biologique (Landis et coll., 2011), plutôt que sur la détection de différences entre le site 2762 étudié et une condition de référence donnée. Cela vaut particulièrement pour les 2763 paramètres de mesure qui permettent de mesurer directement les caractéristiques de 2764 populations ou de communautés. 2765

Les plans d’étude par gradient devraient porter sur toute la plage de concentrations de CP, 2766 de la plus élevée (sur le site) à la plus faible (ce pourrait être sur le site ou hors site). 2767 Certains plans comportent un élément spatial et directionnel, comme la distance par 2768 rapport à une source ponctuelle de contamination. Mais avant tout, les plans par gradient 2769 devraient chercher à rendre compte des tendances des variables environnementales 2770 pouvant être corrélées avec la contamination. Les variables confusionnelles limitent 2771 souvent la capacité des praticiens à établir des liens entre les tendances biologiques 2772 observées et les contaminants liés aux sites. Le plan par gradient comporte 2773 nécessairement l’objectif consistant à déterminer si les populations et les communautés à 2774 l’étude sont corrélées avec la contamination et s’il existe un lien de causalité avec la 2775 contamination. Comme on l’explique en détail au chapitre 5, ce dernier élément – 2776 l’établissement de la causalité – devrait constituer un élément clé de toute ÉRÉ. 2777

En résumé, le plan d’étude établi pour les ÉRÉ doit autant que possible permettre de 2778 caractériser les gradients de contamination et d’autres facteurs susceptibles d’entraîner 2779 des réponses chez les populations et les communautés. La comparaison d’un site à des 2780 conditions de référence est également utile, mais les conclusions qui reposent uniquement 2781 sur de telles comparaisons sont limitées lorsque les relations avec la contamination et 2782 d’autres variables descriptives ne sont pas comprises. 2783

2.3.6. Plan d’échantillonnage et 2784 d’analyse 2785

Le plan d’échantillonnage et d’analyse 2786 (PÉA) décrit en détail comment on 2787 effectuera l’ÉRÉ. Comme ce plan porte 2788 surtout sur les détails techniques plutôt 2789

Concept clé :

Le degré de détail du plan d’échantillonnage et d’analyse varie en fonction de l’étendue et de la complexité de l’ÉRÉ ainsi que des attentes des parties intéressées.

2-70

que sur les enjeux stratégiques généraux dont il a été question dans la sous-section 2790 précédente, la version préliminaire de l’énoncé du problème se termine souvent par 2791 l’analyse de la stratégie générale de mise en œuvre, quitte à ajouter le PÉA plus tard, une 2792 fois qu’on s’est entendu pour aller de l’avant avec l’ÉRÉ. Dans un tel cas, on peut ajouter 2793 le PÉA à la version préliminaire de l’énoncé du problème, ou l’élaborer dans un 2794 document à part. 2795

La portée du PÉA varie en fonction de la complexité de l’ÉRÉ et du degré de détail 2796 atteint précédemment dans l’énoncé du problème. Le PÉA peut traiter de tous les détails 2797 d’échantillonnage et d’analyse prévus pour l’ensemble de l’ÉRÉ, ou se limiter aux plans 2798 de la première phase (ou étape) de l’ÉRÉ. Dans les cas où aucun échantillonnage 2799 supplémentaire sur le terrain n’est requis, le PÉA traite seulement de l’analyse. 2800

Il est important de démontrer que le PÉA fournit toute l’information requise pour chaque 2801 ÉDP qui sera utilisé dans l’ÉRÉ. On recommande de vérifier l’exhaustivité du PÉA en 2802 dressant une liste de contrôle afin de voir si les exigences en matière de programmes sur 2803 le terrain et de données sont satisfaites pour chaque ÉDP. Étant donné que la mise en 2804 œuvre des programmes sur le terrain se fait selon des périodes distinctes, des omissions 2805 accidentelles liées à la collecte des données sur le terrain peuvent avoir des répercussions 2806 importantes. Le tableau 2-10 propose à cette fin un modèle de liste de contrôle. Bien que 2807 ce tableau serve surtout à l’évaluateur du risque (pour s’assurer que le PÉA est complet), 2808 on recommande de le présenter dans le PÉA, afin de montrer aux examinateurs qu’on a 2809 réalisé une contre-vérification. 2810

La suite de la présente sous-section traite plus en profondeur de quelques exigences 2811 relatives au PÉA qui figurent au tableau 2-10. Avant d’élaborer un PÉA, les praticiens 2812 devraient consulter les orientations gouvernementales et les orientations actuelles du 2813 CCME (2012) sur l’échantillonnage des sites contaminés. 2814

Plan de sécurité sur le terrain – Il est important de se doter d’un plan de sécurité pour 2815 tout projet comportant des travaux sur le terrain. Que ce plan fasse partie du PÉA ou qu’il 2816 fasse l’objet d’un document à part importe peu. Par contre, le PÉA doit au moins 2817 confirmer qu’un tel plan a été ou sera adopté. 2818

2819

2-71

Tableau 2-10. Modèle de liste de contrôle pour un plan d’échantillonnage et d’analyse 2820 Sur le terrain

Analyse chimique du

sol

Essais biologiques

chez les invertébrés

Communauté d’invertébrés

du sol A. Liste de contrôle de la planification S’est-on doté d’un plan de sécurité? Logistique Permis et autorisations d’accéder aux sites Transport et accès Disponibilité du matériel d’échantillonnage essentiel Saison appropriée pour la collecte des données Échantillonnage Mention des paramètres fondamentaux (p. ex., CP) Mention des paramètres accessoires ou à l’appui Choix des sites d’échantillonnage sur place Choix des sites d’échantillonnage de référence Établissement de méthodes détaillées d’échantillonnage sur le terrain Énoncé des méthodes de manipulation des échantillons Mention des objectifs et des méthodes d’AQ/CQ sur le terrain Analyses en laboratoire Mention des méthodes de laboratoire Mention et caractère adéquat des méthodes de détection en laboratoire Adoption d’objectifs et de méthodes d’AQ/CQ au laboratoire Analyse et modélisation des données Caractère adéquat des données à l’appui de toutes les analyses

B. Liste de contrôle des exigences liées aux ÉDP Besoins des

ÉDP comblés? ÉDP 1a : comparaison des essais biologiques sur place vs référence x o/n

ÉDP 1b : régression des résultats des essais biologiques vs analyse chimique du sol x x o/n

ÉDP 2a : comparaison de l’abondance et de la diversité sur place vs référence x o/n ÉDP 2b : régression de l’abondance et de la diversité vs analyse chimique du sol x x o/n 2821

2-72

2822

Logistique – Un élément important, mais souvent négligé du PÉA concerne les questions 2823 générales de logistique. Ces questions comprennent ce qui suit : 2824

• temps requis pour obtenir les permis d’échantillonnage; 2825

• permission d’accéder aux sites; 2826

• transport et accessibilité (en particulier dans le cas de lieux éloignés); 2827

• disponibilité du matériel d’échantillonnage essentiel; 2828

• conditions saisonnières pour l’échantillonnage biologique (p. ex., baies, 2829 champignons, varech, zostère, feuilles); 2830

• cycle des marées (p. ex., les travaux à effectuer entre les marées peuvent devoir se 2831 faire lorsque les marées sont très basses pendant plusieurs jours, et à la lumière du 2832 jour). 2833

Échantillons en vue des analyses chimiques – Lorsque le PÉA prévoit des analyses 2834 chimiques d’échantillons (eau, sol, sédiments, tissus), il doit préciser au moins ce qui 2835 suit : 2836

• CP pertinents pour chaque milieu; 2837

• forme(s) de chaque CP à mesurer dans chaque milieu; 2838

• liste des paramètres habituels ou des paramètres à l’appui qu’on doit mesurer. La 2839 liste des paramètres habituels varie selon le milieu. L’évaluateur du risque ne doit 2840 pas tenir pour acquis que la liste des paramètres habituels recueillis dans le cadre 2841 de l’étude du site suffira à l’ÉRÉ. Les paramètres habituels doivent comprendre 2842 les indicateurs pertinents de la biodisponibilité potentielle des CP, ce qui varie 2843 selon le CP et le milieu; 2844

• lieux des prélèvements d’échantillons et réplicats; 2845

• méthodes de collecte des échantillons (équipement, profondeur des échantillons, 2846 traitement, volumes, contenants à utiliser, etc.); 2847

• aspects essentiels de la manipulation des échantillons (filtration, entreposage, 2848 temps de conservation, etc.); 2849

• méthodes de laboratoire prévues, y compris la préparation (p. ex., poids sec ou 2850 poids humide) et les unités pour la consignation des résultats; 2851

• limites de détection prévues en laboratoire. 2852

Le chapitre 3 porte notamment sur les outils habituellement utilisés pour le prélèvement 2853 d’échantillons destinés aux analyses chimiques (par milieu d’exposition), les données 2854 accessoires courantes, les précautions à prendre pour l’échantillonnage sur le terrain et les 2855

2-73

directives applicables au prélèvement d’échantillons destinés aux analyses chimiques 2856 (voir le tableau 3-1). 2857

Échantillonnage biologique et autres échantillonnages – Comme dans le cas des 2858 échantillons destinés aux analyses chimiques, tous les autres types d’échantillonnage sur 2859 le terrain doivent faire l’objet d’une description de ce qu’il faut échantillonner, des 2860 méthodes de prélèvement et des procédures d’analyse des échantillons en laboratoire (le 2861 cas échéant). Par exemple, la description de l’échantillonnage sur le terrain pourrait 2862 comprendre la dimension de la maille pour le tamisage des invertébrés benthiques, la 2863 taille des quadrats pour l’évaluation du couvert végétal, ou les détails de conception des 2864 pièges et les appâts utilisés pour les petits mammifères. Pour ce qui est des méthodes de 2865 laboratoire, le plan peut décrire, par exemple, la résolution taxonomique pour les mesures 2866 de densité des invertébrés, ou les plans d’ajustement de la salinité pour les essais 2867 biologiques effectués dans l’eau souterraine adjacente au milieu marin. 2868

Le chapitre 3 porte notamment sur les outils habituellement utilisés pour 2869 l’échantillonnage biologique, les données accessoires courantes, les précautions à prendre 2870 pour l’échantillonnage sur le terrain et les directives applicables au prélèvement 2871 d’échantillons (voir le tableau 3-1). 2872

Assurance de la qualité/contrôle de la qualité – Il faut toujours indiquer les attentes et les 2873 méthodes relatives à l’AQ/CQ avant de commencer l’échantillonnage, afin d’assurer 2874 autant que possible la qualité des données. Si on ne peut atteindre les objectifs établis 2875 pour la qualité des données, il peut être nécessaire de revoir la sélection des paramètres 2876 de mesure et des ÉDP. 2877

Parmi les mécanismes d’AQ/CQ généralement associés à la collecte d’échantillons dans 2878 le cadre de programmes environnementaux d’analyse chimique, mentionnons les 2879 suivants : 2880

• prévention de la contamination lors du prélèvement des échantillons (p. ex., 2881 utiliser des contenants propres); 2882

• procédures de décontamination entre les postes d’échantillonnage afin de prévenir 2883 la contamination croisée; parfois, frottis de l’équipement en vue de vérifier s’il y a 2884 eu contamination croisée; 2885

• procédures d’homogénéisation sur le terrain (p. ex., pour les échantillons de sol 2886 non tamisé); parfois, prélèvement d’échantillons en double ou en triple en vue 2887 d’évaluer l’efficacité de l’homogénéisation; 2888

• entreposage, transport et chaîne de possession des échantillons; utilisation 2889 possible de blancs de transport pour l’AQ/CQ; 2890

• réplicats de laboratoire permettant de déceler les erreurs de mesure (sous forme de 2891 pourcentage de différence relative); 2892

2-74

• autres mécanismes d’AQ/CQ en laboratoire, y compris les blancs de méthode 2893 d’analyse, les substances de référence certifiées et les matrices enrichies; 2894

• limites de détection des méthodes relatives aux lignes directrices en matière 2895 d’évaluation préalable, pertinentes pour une ÉRÉ. 2896

Dans le cas des laboratoires toxicologiques, on utilise des témoins négatifs et positifs, des 2897 réplicats, l’étalonnage des instruments et d’autres mécanismes d’AQ/CQ (voir le 2898 chapitre 4 pour plus de détails sur les essais de toxicité). Les laboratoires qui effectuent 2899 le recensement des invertébrés peuvent effectuer un nouveau tri ou un fractionnement des 2900 échantillons en guise d’AQ/CQ. Le manuel publié par le CCME en 2012 fournit de plus 2901 amples renseignements sur les procédures d’AQ/CQ. 2902

Analyse et modélisation des données – Les plans d’analyse des données peuvent, ou non, 2903 figurer dans le PÉA, selon l’envergure et la complexité de l’ÉRÉ et les attentes des 2904 organismes de réglementation, des gestionnaires des sites ou des parties intéressées pour 2905 un emplacement donné. La formulation des éléments de preuve décrit comment on 2906 procédera à l’analyse des données, mais il peut y avoir des cas qui nécessitent plus de 2907 précisions. Par exemple, dans le cas d’un site complexe où on utilisera un modèle de 2908 réseau trophique pour estimer l’exposition des espèces sauvages, il peut être approprié de 2909 résumer les principaux aspects de la conception et des hypothèses du modèle. 2910

2.3.7. Communication et examen 2911

Avant d’amorcer la collecte et l’analyse des données sur le terrain, il importe de faire 2912 examiner le plan. Les examinateurs peuvent être les organismes de réglementation 2913 concernés, des experts, d’autres parties touchées ou des pairs. Pour les sites complexes, il 2914 peut être important de se doter d’outils de communication (p. ex., des figures), afin de 2915 réduire la complexité de l’énoncé du problème et de le rendre compréhensible pour les 2916 lecteurs qui ne sont pas experts en ÉRÉ. 2917

2.4. Incertitudes et lacunes dans les données dans l’énoncé du 2918 problème 2919

Les incertitudes sont omniprésentes dans une ÉRÉ. Il vaut la peine de se pencher tout 2920 particulièrement sur les principales incertitudes dans l’énoncé du problème. Un des 2921 principaux avantages de l’analyse explicite des incertitudes est qu’elle peut permettre de 2922 détecter certaines lacunes dans les données qu’il serait possible de combler dans le cadre 2923 de l’ÉRÉ ou parallèlement à celle-ci. Voici quelques sources d’incertitude et de lacunes 2924 dans les données qui sont courantes à l’étape de l’énoncé du problème : 2925

• CP – La liste des CP pertinents au site peut être incertaine du fait qu’on ne 2926 connaît pas tous les antécédents de l’emplacement ni les sources potentielles 2927 extérieures de CP. Il est également possible que l’étude réalisée sur place n’ait pas 2928

2-75

permis de détecter un CP qui s’y trouve en fait à des concentrations élevées. Il 2929 peut aussi y avoir des incertitudes concernant les caractéristiques des CP en 2930 termes de devenir, de transport et d’effets. 2931

• Voies de transport – Le MCS suppose qu’on a caractérisé toutes les voies 2932 pertinentes de devenir et de transport des contaminants. Toutefois, même une 2933 étude bien conçue risque de passer à côté de voies de transport importantes. Par 2934 exemple, le transport de contaminants par les eaux souterraines vers un milieu 2935 récepteur marin peut se produire seulement à une certaine saison et à un certain 2936 moment du cycle des marées. Il se peut que l’évaluateur du risque ignore ce fait et 2937 que le MCS ne comprenne pas toutes les voies de transport pertinentes. 2938

• Composantes valorisées de l’écosystème et récepteurs préoccupants – Le 2939 choix des CVÉ est toujours incertain à l’étape de l’énoncé du problème. 2940 D’habitude, on identifie les principaux types de récepteurs, et les incertitudes 2941 concernent le choix des RP comme CVÉ de substitution. Par exemple, les 2942 biologistes de la faune pourraient ne pas connaître l’habitat de certaines CVÉ, 2943 lesquelles seraient alors prématurément exclues de l’ÉRÉ. Ou encore, il se peut 2944 qu’il n’y ait guère eu d’articles publiés sur les effets (ce qui est habituellement le 2945 cas), et les espèces choisies pour représenter un type de récepteur donné ne sont 2946 peut-être pas les plus sensibles. 2947

• Paramètres de mesure – Les paramètres de mesure sont imparfaits, soit en raison 2948 de l’incertitude des mesures elles-mêmes (p. ex., la variabilité réduit la possibilité 2949 de détecter des différences), soit en raison de l’incertitude liée à la façon dont les 2950 paramètres de mesure se traduisent en effets sur les paramètres d’évaluation 2951 (p. ex., que signifie la réduction de la croissance des invertébrés à l’échelle de la 2952 population ou de la communauté?) Même s’il n’y a pas de lacune particulière dans 2953 les données dont il faut tenir compte, l’évaluateur du risque doit être conscient de 2954 ces incertitudes dès le départ. 2955

• Étude du site – Si l’étape de l’énoncé du problème permet de détecter des 2956 lacunes dans les données de l’étude du site, lesquelles pourraient compromettre un 2957 aspect quelconque de l’énoncé du problème, il faut les mentionner et en discuter 2958 avec les gestionnaires du site et ceux qui ont effectué l’étude. Dans certains cas, 2959 d’importantes lacunes dans les données (p. ex., absence de données sur le sol de 2960 surface pour une grande partie du site) peuvent justifier de reporter la rédaction 2961 définitive de l’énoncé du problème, jusqu’à ce que ces données aient été 2962 recueillies. 2963

L’énoncé du problème reposera toujours sur des renseignements incertains. L’évaluateur 2964 du risque devra déterminer les principales incertitudes, préciser quelles lacunes dans les 2965 données sont les plus critiques et indiquer les hypothèses posées en vue de poursuivre la 2966 mise en œuvre de l’ÉRÉ. 2967

2968 2-76

2969

Concept clé :

Il existe plusieurs types d’incertitudes en ce qui concerne l’ÉRÉ :

• La variabilité naturelle qu’on ne peut pas « réduire » (p. ex., la variabilité des concentrations de CP sur un site et la variabilité spatiale de la répartition du biote). Il est possible de reconnaître la variabilité naturelle, de la caractériser et de l’incorporer à une ÉRÉ (p. ex., par les méthodes probabilistes).

• Les erreurs de mesure aléatoires associées aux estimations d’un paramètre. Celles-ci peuvent découler du nombre d’observations limité ou de l’imprécision des techniques de mesure. Les estimations de la plupart des paramètres d’une ÉRÉ sont imprécises. Par exemple, la concentration moyenne dans le sol d’un site (c.-à-d., l’erreur d’estimation statistique due au nombre limité d’échantillons et aux erreurs d’analyse en laboratoire), ou les doses moyennes utilisées dans un modèle de réseau trophique (c.-à-d., en raison de l’imprécision de tous les paramètres d’entrée sur les taux d’ingestion, les concentrations de CP dans les aliments, etc.). On peut augmenter la précision estimative de ces paramètres en augmentant le nombre d’échantillons.

• Les erreurs de mesure systématiques (c.-à-d. les biais) dues à une estimation ou une technique d’analyse imprécise. Par exemple, un programme de marquage et de recapture visant à estimer l’abondance d’une population de poissons peut systématiquement sous-estimer l’abondance réelle si un sous-ensemble de poissons échappe à l’engin de pêche. Il arrive qu’on soit conscient des biais et qu’on puisse effectuer un ajustement en conséquence, mais il peut aussi arriver que ces derniers demeurent inconnus.

• L’incertitude relative à la structure ou au modèle, qui reflète notre connaissance limitée des mécanismes qui produisent les risques. Par exemple, il se peut que nous soyons incapables de comprendre comment fonctionne une voie d’exposition. Par conséquent, nos modèles empiriques ou mécanistes ne refléteront pas vraiment la réalité. On peut réduire partiellement l’incertitude structurale par l’utilisation d’autres formes de modèle ou de modèles flexibles. Même lorsqu’on connaît bien les processus sous-jacents, les modèles visent délibérément à simplifier la réalité.

• L’ignorance qui découle de notre incapacité à comprendre les mécanismes qui produisent les risques. Par exemple, il se peut que nous ne comprenions pas parfaitement une voie d’exposition pertinente. Par définition, la véritable ignorance se rapporte à quelque chose d’inconnu et ne peut donc être prise en compte par les modèles conceptuels des sites et les modèles quantitatifs utilisés pour estimer les risques.

Pour plus de détails sur les types d’incertitudes, voir Morgan et Henrion (1990) et Finkel (1990).

2-77

3. ÉVALUATION DE L’EXPOSITION 2970


3.1.1. Objectif 2972

L’évaluation de l’exposition a 2973 pour objectif général de 2974 caractériser les mécanismes par 2975 lesquels les récepteurs sont 2976 exposés aux CP et de quantifier 2977 ou de catégoriser l’ampleur de ces expositions. Pour chaque élément de preuve (ÉDP) 2978 évalué dans une ÉRÉ, on établit d’une ou de plusieurs façons une correspondance entre 2979 l’exposition et les effets. Par conséquent, l’évaluation de l’exposition n’est pas seulement 2980 une étape de l’ÉRÉ, mais fait partie de tout ÉDP. Dans bien des cas, la même information 2981 sur l’exposition fait partie de plusieurs ÉDP (p. ex., les concentrations de CP constituent 2982 souvent l’information sur l’exposition qui est mise en relation avec plusieurs types de 2983 renseignements sur les effets). Ce qui est important, c’est que même si les détails de 2984 l’exposition font l’objet de la présente section, il faut bien les comprendre et les formuler 2985 à l’étape de l’énoncé du problème en vue de la conception et la planification de l’ÉRÉ. 2986

3.1.2. Vue d’ensemble de l’évaluation de l’exposition 2987

L’évaluation de l’exposition utilisée pour appuyer un élément de preuve comprend 2988 généralement les éléments suivants (qui doivent tous être examinés en détail à l’étape de 2989 l’énoncé du problème) : 2990

• Détermination des types de mesure de l’exposition qui seront utilisés, parmi les 2991 quatre catégories suivantes : 2992

1. Milieu d’exposition externe : Il s’agit du milieu auquel un récepteur est 2993 exposé, comme l’eau de surface, l’eau interstitielle, les sédiments, le sol ou les 2994 aliments. Par exemple, on s’attend à ce que les invertébrés du sol soient 2995 exposés aux CP présents dans le sol. Dans certains cas où le milieu 2996 d’exposition externe est la mesure de l’exposition, une ÉRÉ peut reposer sur 2997 les données de l’étude réalisée sur le site sans qu’il soit nécessaire de recueillir 2998 d’autres données. Dans d’autres cas toutefois, il peut être préférable de 2999 disposer simultanément d’autres données sur l’exposition qui permettront 3000 d’établir une correspondance plus précise avec les données sur les effets. 3001

2. Milieu d’exposition interne : Il s’agit des tissus dans lesquels on mesure les 3002 concentrations de contaminants qui représentent l’exposition dans le récepteur 3003 même. Par exemple, on peut utiliser les concentrations de mercure dans les 3004

Concept clé :

L’information sur l’exposition fait partie de tout élément de preuve dans une ÉRÉ.

3-1

tissus de poisson comme indicateur de l’exposition du poisson au mercure. En 3005 général, le milieu d’exposition interne est plus pertinent que le milieu 3006 d’exposition externe pour les CP bioaccumulables ou bioamplifiables dans le 3007 réseau trophique, et il peut servir à établir une comparaison avec les données 3008 correspondantes sur les effets, lorsqu’on dispose de telles données. 3009

3010

3. Estimation de la dose totale : 3011 Par exemple, un petit 3012 mammifère peut être exposé à 3013 des CP par ingestion d’eau de 3014 surface, d’insectes dans le sol 3015 ou d’autres sources 3016 alimentaires, et par ingestion 3017 accidentelle de sol. 3018 Normalement, l’estimation de 3019 la dose totale se fait à l’aide 3020 d’un modèle de réseau trophique. 3021

4. Mesure catégorielle de l’exposition : Ce type de mesure ne repose pas 3022 explicitement sur des renseignements relatifs aux concentrations de 3023 contaminants, mais classe les types d’expositions en simples catégories. Voici 3024 quelques exemples courants de mesures catégorielles de l’exposition : 3025

o « sur place » par opposition à 3026 « une condition de référence »; 3027

o « échantillons de terrain » par 3028 opposition à « témoins de 3029 laboratoire »; 3030

o catégories de gradients spatiaux, 3031 comme « à faible distance », « à 3032 distance moyenne », « à grande 3033 distance ». 3034

On utilise souvent les mesures catégorielles de façon implicite, mais 3035 l’évaluateur du risque doit mentionner explicitement tout ÉDP qui repose sur 3036

Concept clé :

Les mesures catégorielles de l’exposition (comme les mesures sur place par opposition à des conditions de référence) sont utilisées couramment de façon implicite sans qu’on procède à de nouvelles collectes de données.

Concept clé :

Bioaccumulation : on parle de bioaccumulation lorsque la concentration d’un CP dans un organisme est plus élevée que la concentration du même CP dans le milieu environnant.

Bioamplification : augmentation de la concentration d’un CP d’un niveau trophique au niveau suivant.

Concept clé : Les modèles de réseau trophique sont une série d’équations utilisées pour estimer la dose totale de CP à laquelle des récepteurs sont exposés par l’intermédiaire du réseau trophique. Il est possible de formuler efficacement des modèles simples à modérément complexes sur une feuille de calcul.

3-2

de telles mesures. Par exemple, si on utilise la densité des oiseaux comme 3037 mesure des effets en comparant les données du site à des conditions de 3038 référence, l’hypothèse implicite est que l’exposition sur place diffère des 3039 conditions de référence. On peut disposer de renseignements sur les 3040 concentrations de CP dans certains milieux (p. ex., le sol), mais pas dans 3041 d’autres (p. ex., les tissus des organismes dont les sujets se nourrissent). Dans 3042 ce cas, on ne peut pas caractériser l’exposition pour l’ÉDP au moyen des 3043 concentrations de CP, mais on peut utiliser les catégories implicites « sur 3044 place » et « de référence ». 3045

• Détermination du mode d’obtention des données : mesure directe ou estimation. 3046 En général, on mesure directement les concentrations de CP dans un milieu 3047 abiotique (p. ex., sol, sédiments, eau), mais on les estime dans certains cas (p. ex., 3048 au moyen de modèles du devenir ou du transport). On estime plus fréquemment 3049 les concentrations de CP dans un milieu biotique (c.-à-d. les tissus) (p. ex., 3050 prédiction à partir de facteurs d’absorption), mais les méthodes d’estimation sont 3051 incertaines et il est préférable de mesurer directement les concentrations quand 3052 c’est possible. 3053

• Détermination du mode de présentation des données pour représenter l’exposition 3054 pour divers RP. Par exemple, utilisera-t-on les valeurs maximales ou un type 3055 quelconque de mesure statistique des données pour représenter l’exposition 3056 (p. ex., limite supérieure de l’intervalle de confiance de la moyenne à 95 %)? 3057

• Détermination des données accessoires à recueillir en plus des concentrations de 3058 CP, y compris les données relatives à l’évaluation de la biodisponibilité. 3059

• Caractérisation des incertitudes relatives à l’exposition et évaluation des 3060 répercussions des incertitudes au moyen d’une analyse de la sensibilité et, au 3061 besoin, intégration des incertitudes à l’évaluation de l’exposition au moyen de 3062 méthodes probabilistes. 3063

3064

3065

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3070

Le résultat de l’évaluation de l’exposition est une information qu’on peut faire 3071 correspondre aux mesures des effets pour obtenir une preuve sous forme d’ÉDP. Il est de 3072 toute première importance que l’évaluateur du risque conceptualise en même temps les 3073

Définitions : Un milieu biotique est constitué de tissus biologiques où on peut retrouver des CP, alors qu’un milieu abiotique correspond à tout autre milieu de l’environnement (p. ex., sol, sédiments, eau, air).

Le facteur d’absorption est le rapport des concentrations de CP dans les tissus sur les concentrations de CP dans un milieu abiotique comme le sol ou l’eau.

3-3

renseignements sur l’exposition et les renseignements sur les effets (à l’étape de l’énoncé 3074 du problème), afin d’assurer une intégration efficace de ces éléments et de faire en sorte 3075 que tous les besoins en matière d’information et de données accessoires soient établis 3076 avant la collecte de données. 3077

Dans la section 3.2, on compare les mesures directes aux estimations. Cette question 3078 concerne tous les types de mesures de l’exposition, à l’exception des mesures 3079 catégorielles. La section 3.3 porte sur les quatre types de mesures de l’exposition; on y 3080 traite en détail de l’utilisation des données pour représenter l’exposition des RP ainsi que 3081 des données accessoires à recueillir en plus des concentrations de CP. La section 3.4 3082 analyse les diverses options permettant d’aller au-delà des simples estimations 3083 ponctuelles de l’exposition. 3084

3.2. Mesure directe et estimation 3085

Non seulement l’évaluateur du 3086 risque doit-il déterminer le type 3087 de mesure de l’exposition qui 3088 convient à un ÉDP donné, mais 3089 il doit aussi décider s’il va 3090 mesurer ou estimer l’exposition 3091 dans chaque cas. La présente 3092 section offre des directives à 3093 cet effet pour les milieux 3094 abiotiques et les tissus. 3095

3.2.1. Mesure directe et estimation dans un milieu abiotique 3096

Lorsque c’est un milieu abiotique, comme le sol, l’eau et les sédiments, qui sert à mesurer 3097 l’exposition, il faut mesurer ou estimer les concentrations de CP. La mesure directe est la 3098 méthode la plus courante pour les milieux abiotiques, et elle est généralement préférable 3099 dans le cas des ÉRÉ détaillées parce que : 3100

• les concentrations de CP mesurées directement comportent beaucoup moins 3101 d’incertitudes que les concentrations estimées; 3102

• en pratique, il est impossible de prévoir un bon nombre de variables accessoires et 3103 il faut les mesurer (p. ex., pH, MES/SVA); 3104

• l’étude du site génère habituellement d’importantes données sur le sol et les autres 3105 milieux; 3106

• l’obtention de nouvelles données d’analyse chimique dans les milieux abiotiques 3107 ne coûte habituellement pas trop cher. 3108

Concept clé : La mesure directe des concentrations de CP est préférable à l’estimation, quel que soit le milieu, surtout dans le cas des ÉRÉ détaillées, car la mesure directe comporte beaucoup moins d’incertitudes que l’estimation. Il existe toutefois des cas où l’estimation convient mieux ou est la seule solution applicable.

3-4

Toutefois, il y a des cas où il n’est ni possible, ni pratique, ni nécessaire d’effectuer des 3109 mesures, et où il est préférable d’estimer les concentrations de CP. Cela peut se produire, 3110 par exemple, quand : 3111

• une ÉRÉ évalue un futur scénario pour lequel les mesures existantes ne sont pas 3112 directement pertinentes; 3113

• les données d’analyse chimique ne peuvent pas être recueillies sans danger (p. ex., 3114 des sédiments dans une rivière difficile d’accès); 3115

• on prévoit que la précision accrue obtenue grâce à des mesures directes n’aura pas 3116 d’incidence sur la caractérisation des risques et/ou les décisions liées à la gestion 3117 des risques. 3118

Dans un milieu abiotique, on estime les concentrations de CP au moyen de modèles 3119 simples ou complexes qui prédisent le devenir et le transport des contaminants dans 3120 l’environnement. Un modèle simple ne prédit pas le transport des CP, mais prédit 3121 simplement les concentrations dans un milieu à partir des concentrations dans un autre 3122 milieu, en fonction des propriétés chimiques. On peut ainsi prédire la distribution des 3123 composés organiques de l’eau dans la matière organique des sédiments à partir du 3124 coefficient de partage octanol-eau (Koe). 3125

Les modèles plus évolués tiennent compte des interactions complexes des charges de 3126 contaminants, de leur déplacement et de leur répartition dans les divers milieux (Cowan 3127 et coll., 1995). Par exemple, un modèle complexe de devenir et de transport pourrait 3128 prédire les concentrations de contaminants dans un tronçon de rivière à partir des données 3129 sur les charges et les débits dans les affluents en amont. L’élaboration de modèles sur le 3130 devenir et le transport des contaminants peut coûter cher et leurs avantages et 3131 désavantages relatifs doivent faire l’objet d’un examen attentif. 3132

3.2.2. Mesure directe et estimation dans les tissus 3133

Quand les tissus servent à mesurer 3134 l’exposition interne ou sont considérés 3135 comme aliment pour un récepteur d’un 3136 niveau trophique supérieur, on peut y 3137 mesurer directement les concentrations 3138 de CP ou les estimer. La mesure directe 3139 est relativement courante pour certains 3140 types de tissus comme les plantes, les 3141 invertébrés et les poissons, mais moins 3142 courante pour d’autres, comme les mammifères et les oiseaux. Lorsque c’est possible, il 3143 vaut habituellement mieux mesurer directement qu’estimer, car la mesure des 3144 concentrations de CP dans les tissus comporte beaucoup moins d’incertitudes. Toutefois, 3145 l’estimation peut être appropriée dans certains cas, dont les suivants : 3146

Concept clé : La mesure directe des CP dans les tissus biologiques est habituellement préférable à leur estimation. La plupart des tissus dont se nourrissent les oiseaux ou les mammifères (p. ex., plantes, invertébrés, poissons, petits mammifères) sont relativement faciles à prélever.

3-5

• lorsque des contraintes de temps 3147 liées à l’ÉRÉ ne permettent pas 3148 d’attendre la bonne saison pour 3149 le prélèvement de tissus (p. ex., 3150 baies, feuilles d’arbre, œufs 3151 d’oiseaux); 3152

• dans les cas d’organismes, de 3153 sites ou de milieux pour lesquels 3154 on considère inapproprié de sacrifier des sujets en vue d’obtenir des données; 3155

• lorsqu’une ÉRÉ évalue un futur scénario pour lequel les mesures existantes ne 3156 sont pas directement pertinentes; 3157

• pour obtenir une estimation initiale du risque quand on dispose d’un budget 3158 restreint. 3159

Fait important, il peut être utile d’employer une combinaison de mesure et d’estimation 3160 pour les tissus provenant de grands sites. Si on peut établir une relation entre, par 3161 exemple, les concentrations dans le sol et les concentrations dans les tissus pour 3162 caractériser le sol, cette relation peut ensuite être extrapolée pour d’autres échantillons 3163 lorsqu’on ne dispose que de sol. 3164

Il existe au moins trois méthodes d’estimation des concentrations de CP dans les tissus, 3165 chacune comportant des avantages et des inconvénients : 3166

1. Facteurs d’absorption – Ces facteurs correspondent au rapport de la concentration 3167 d’un contaminant dans les tissus sur sa concentration dans un milieu abiotique 3168 associé (p. ex., eau, sol ou sédiments). Les facteurs d’absorption pour l’eau sont 3169 couramment appelés facteurs de 3170 bioconcentration (FBC) ou facteurs de 3171 bioaccumulation (FBA)25. Les facteurs 3172 d’absorption sont généralement très 3173 incertains et il faut les éviter si on 3174 dispose de modèles de régression de la 3175 bioaccumulation (ci-dessous). On a 3176 publié des facteurs d’absorption pour toute une gamme de contaminants et de 3177 types de tissus (Sample et coll., 1998, Suter et coll., 2000, et les références qu’on 3178 y mentionne), mais ce ne sont que des exemples. L’évaluateur du risque doit 3179 consulter la littérature scientifique la plus récente dans le cadre de toute ÉRÉ 3180

25 À strictement parler, le FBA s’applique au rapport entre le tissu et le milieu d’exposition (p. ex., eau) lorsqu’on s’intéresse simultanément à toutes les voies d’exposition, alors que le FBC s’applique à une situation d’exposition qui ne comprend que l’eau. En réalité, toutefois, on utilise souvent le terme FBC en référence à une quantité qu’un FBA décrirait plus adéquatement.

Concept clé : Les données sur les tissus peuvent avoir deux utilités : représenter la dose interne d’un récepteur (c.-à-d. la charge corporelle), ou caractériser les concentrations de CP dans un aliment ingéré par un récepteur d’un niveau trophique supérieur.

Concept clé : Les facteurs d’absorption sont de simples rapports. Par exemple :

sol

tissus

ionconcentrationconcentratFA =

3-6

détaillée et déterminer quels facteurs d’absorption s’appliquent à un site donné. Il 3181 convient de noter que les unités utilisées pour les facteurs d’absorption (p. ex., 3182 poids humide, poids sec, normalisation pour les lipides) doivent être les mêmes 3183 que celles qui sont utilisées pour les données propres au site, ou être converties en 3184 unités équivalentes. 3185

2. Modèles de régression de la bioaccumulation – Ces modèles sont supérieurs aux 3186 simples facteurs d’absorption pour deux raisons. Premièrement, ils permettent de 3187 tenir compte d’autres variables que les concentrations de contaminants (c.-à-d. par 3188 l’emploi de méthodes de régression multiple) qui peuvent, au bout du compte, 3189 expliquer davantage la variation des données sur les tissus. Deuxièmement, les 3190 modèles de régression peuvent rendre compte de la non-linéarité des relations 3191 entre les concentrations dans le sol et dans les tissus. Néanmoins, le degré 3192 d’incertitude lié aux modèles de régression est généralement élevé. Comme dans 3193 le cas des facteurs d’absorption, on a publié des résumés de modèles de régression 3194 de la bioaccumulation pour toute une gamme de contaminants et de types de tissus 3195 (Sample et coll., 1998, Suter et coll., 2000, et les références qu’on y mentionne), 3196 mais, encore une fois, ce ne sont que des exemples. Dans le cadre de toute ÉRÉ 3197 détaillée, l’évaluateur du risque doit consulter la littérature scientifique la plus 3198 récente et déterminer quels modèles s’appliquent à un site donné. 3199

3. Modèles de bioaccumulation mécanistes – Ces modèles s’appuient sur des 3200 caractéristiques physiologiques de l’organisme (p. ex., transformation 3201 métabolique) et sur le comportement du contaminant (p. ex., solubilité et 3202 coefficients de partage). Les modèles mécanistes sont complexes et exigent un 3203 grand volume de données. Ils peuvent donc rarement être élaborés pour un site en 3204 particulier26. De plus, ces modèles peuvent présenter des incertitudes plus 3205 importantes que les simples modèles empiriques, en raison des incertitudes 3206 cumulatives découlant de la modélisation de nombreux processus mécanistes qui 3207 peuvent être mal compris. 3208

En pratique, de nombreuses évaluations de l’exposition peuvent avoir recours 3209 simultanément à une combinaison de concentrations tissulaires mesurées et estimées. Par 3210 exemple, lorsque la mesure de l’exposition repose sur l’évaluation de la dose totale, on 3211 peut mesurer les concentrations tissulaires de certains aliments et en estimer d’autres. 3212

3.3. Types de mesure de l’exposition 3213

La décision qui compte le plus dans l’évaluation de l’exposition est de déterminer quel 3214 type de mesure de l’exposition employer pour un élément de preuve donné dans le cadre 3215 d’une ÉRÉ. 3216

26 On trouve quelques exemples de modèles de bioaccumulation mécanistes dans Suter et coll. (2000).

3-7

La présente section fait la distinction entre quatre grands types de mesures de 3217 l’exposition : 3218

• milieu d’exposition externe (p. ex., eau de surface, eau interstitielle, sédiments, 3219 sol, tissus consommés) auquel un récepteur est exposé; 3220

• milieu d’exposition interne, qui se rapporte aux contaminants dans le récepteur 3221 même; 3222

• estimation de la dose totale (c.-à-d. l’estimation, par modélisation du réseau 3223 trophique, de l’absorption par voie alimentaire); 3224

• mesures catégorielles de l’exposition (p. ex., sur place, par opposition à une 3225 condition de référence). 3226

La décision relative au type de mesure de l’exposition à employer dépend de ce qui suit : 3227

• Le degré d’effort à fournir pour recueillir des données, par rapport au besoin de 3228 disposer de renseignements précis. Par exemple, ça ne vaut peut-être pas la peine 3229 de recueillir des données tissulaires pour un modèle de réseau trophique avant 3230 d’avoir d’abord évalué le risque potentiel au moyen de mesures prudentes 3231 exigeant moins d’efforts. 3232

• L’existence de données correspondantes sur les effets qui peuvent servir de point 3233 de comparaison pour les données concernant l’exposition. Par exemple, les 3234 mesures des contaminants dans un milieu d’exposition externe comme le sol 3235 peuvent être comparées à des concentrations repères associées à des effets sur les 3236 plantes ou les invertébrés pour ce milieu. Pour le milieu aquatique, les mesures de 3237 contaminants présents dans un milieu d’exposition interne, comme les tissus de 3238 poisson, peuvent être comparées à des valeurs de résidus corporels critiques 3239 (RCC). 3240

Ce qu’il est important de retenir, c’est qu’une seule mesure de l’exposition peut servir 3241 pour plusieurs ÉDP. Il faut définir au préalable la manière dont on utilisera les mesures 3242 de l’exposition dans le cadre de l’énoncé du problème, car il ne sert à rien de choisir une 3243 mesure sans savoir à quoi elle servira. 3244

3.3.1. Milieu d’exposition externe 3245

Le milieu d’exposition externe peut être n’importe quel milieu auquel un récepteur est 3246 exposé. Ce peut être, par exemple, le sol pour les invertébrés terrestres. Les milieux 3247 d’exposition externe comprennent non seulement les milieux abiotiques comme le sol, 3248 l’eau, les sédiments et l’air, mais également les tissus consommés dans l’alimentation. 3249 Dans le cas de substances fortement bioaccumulables ou bioamplifiables, les tissus sont 3250 habituellement le principal milieu d’exposition externe pour les récepteurs des niveaux 3251 trophiques supérieurs, en raison de leur grande contribution à la dose totale. 3252

La présente sous-section porte surtout sur la façon d’utiliser les données sur les milieux 3253 d’exposition externe pour établir l’exposition des RP, et sur les données accessoires qu’il 3254

3-8

faut recueillir en plus des concentrations de CP. Le tableau 3-1 résume les méthodes 3255 typiques d’évaluation de chaque milieu d’exposition externe, les paramètres accessoires 3256 courants et les principales difficultés relevées. 3257

Les méthodes de collecte sur le terrain de données dans divers milieux (sol, eau de 3258 surface, eau souterraine, sédiments, eau interstitielle, tissus) ne sont pas traitées dans la 3259 présente sous-section, car elles sont expliquées en détail dans les documents de référence 3260 suivants : CCME (2012), Environnement Canada (2011), Mudroch et MacKnight (1994), 3261 USEPA (2007d) et PSAMP (1996). 3262

3263

3-9

Tableau 3-1. Échantillonnage des milieux d’exposition externe 3264

Milieu d’exposition

Outils habituels de mesure ou d’estimation

Paramètres accessoires courants

Principaux enjeux et précautions Directives

Sol • Analyse chimique de sol non tamisé prélevé à l’aide d’une truelle ou d’une tarière

• Propres au site, pouvant inclure la teneur en matière organique, le pH, la teneur en eau, la texture du sol et la capacité d’échange cationique

• Profondeur de l’échantillonnage • Différentiation des couches de sol • Conception et résolution spatiales

• Santé Canada (2007) • Suter et coll. (2000). • CCME (2012)

Eaux de surface

• Mesure des concentrations totales ou dissoutes au moyen de l’équipement habituel d’échantillonnage de l’eau

• Propres au site, mais peuvent comprendre la dureté, le pH, l’alcalinité, l’acidité, la température, l’oxygène dissous, les anions, les cations, les nutriments, la conductivité, la salinité, le TSS, le COD

• Variabilité temporelle, y compris la variabilité saisonnière

• Environnement Canada (2011) • CCME (2012) • Suter et coll. (2000) • PSAMP (1996) • Paquin et coll. (2003)

Sédiments et eau interstitielle des sédiments

• Analyse chimique de sédiments en vrac prélevés par prélèvement ponctuel, plongée ou carottage

• Analyse chimique de l’eau interstitielle des sédiments (substances dissoutes) par extraction des sédiments ou directement (p. ex., préleveur d’eau interstitielle à l’avancement)

• Pour les sédiments : carbone organique, taille des particules, pH, sulfures, MES/SVA, parfois les hydroxydes de fer et de manganèse

• Pour l’eau interstitielle : oxydoréduction, et paramètres semblables à ceux des eaux de surface

• Compréhension de la pertinence d’utiliser des sédiments en vrac par opposition à l’eau interstitielle pour chaque type de récepteur

• Profondeur de l’échantillonnage • Conception et résolution spatiales • Compréhension et prise en compte

de l’oxygénation des échantillons d’eau interstitielle durant la collecte et le transport

• Environnement Canada (2011) • CCME (2012) • Mudroch et MacKnight (1994) • Suter et coll. (2000) • PSAMP (1996)

Air et vapeur • Rare pour l’ÉRÉ, mais la mesure directe et la modélisation sont toutes deux utilisées (voir le texte)

Tissus • Mesures directes préférables • Estimation au moyen de

modèles ou de facteurs d’absorption

• Teneur en lipides • Teneur en eau

• Choix d’analyser tout l’organisme ou seulement certains tissus

• Choix de dépurer ou non, selon la manière dont les données sur les tissus seront utilisées

• Suter et coll. (2000) • CCME (2012) • Beyer et Meador (2011) • PSAMP (1996)

3265

3-10

3.3.1.1. Sol 3266

On utilise très fréquemment les concentrations 3267 de contaminants dans le sol comme mesure du 3268 milieu d’exposition externe, en particulier 3269 pour caractériser l’exposition des plantes et 3270 des invertébrés du sol, mais aussi pour 3271 caractériser certaines voies d’exposition pour 3272 les espèces sauvages. Il est rare que les 3273 données sur le sol provenant de l’étude du site 3274 soient totalement appropriées aux fins de 3275 l’évaluation du risque, à moins que les 3276 évaluateurs aient participé dès le départ au 3277 processus d’étude. Lorsque les données sur le 3278 sol ne répondent pas aux exigences de l’évaluation de l’exposition définies dans la 3279 présente section, il se peut qu’on doive recueillir des données additionnelles, surtout dans 3280 le cas des évaluations détaillées. 3281

Définition du sol de surface – Conformément à la méthode par défaut utilisée pour la 3282 sélection des CP et au standard pancanadien relatif aux hydrocarbures pétroliers dans le 3283 sol (CCME, 2008b), toutes les données obtenues sur des échantillons de sol prélevés à 3284 moins de 1,5 m de profondeur peuvent être considérées comme des données sur le sol de 3285 surface pour la mesure de l’exposition des plantes et des invertébrés du sol, de même que 3286 des récepteurs de niveau trophique supérieur. Lorsque les autorités compétentes ont des 3287 exigences ou des définitions précises en ce qui concerne les profondeurs 3288 d’échantillonnage dans les sols de surface, celles-ci doivent être respectées. En outre, 3289 pour que les profondeurs à respecter pour l’échantillonnage et l’analyse conviennent au 3290 récepteur préoccupant en cause, il est parfois nécessaire de les définir avec plus de 3291 précision. L’évaluateur du risque doit tenir compte de ce qui suit : 3292

• La profondeur de la bioturbation due, par exemple, à des insectes ou à des 3293 mammifères fouisseurs et aux systèmes racinaires des plantes. Dans le cas des 3294 plantes ou des arbres aux racines profondes, il peut être nécessaire de tenir compte 3295 de l’exposition aux CP à des profondeurs supérieures à 1,5 m, alors que la 3296 profondeur peut être beaucoup moins importante dans le cas des insectes. 3297

• Les politiques applicables à l’échelle provinciale ou autre (pour les sites devant 3298 faire l’objet d’un démantèlement), stipulant qu’une autre profondeur doit être 3299 considérée pour l’exposition dans le sol de surface. 3300

• La différentiation des couches de sol pour certains groupes de récepteurs. Par 3301 exemple, certains récepteurs peuvent se limiter à la couche humide plutôt qu’au 3302 sol minéral sous-jacent (p. ex., les organismes qui jouent un rôle dans la 3303 décomposition des matières organiques). S’il y a une grande différence entre les 3304

Concept clé : Par défaut, toutes les données obtenues sur des échantillons de sol prélevés à une profondeur de 1,5 m et moins peuvent être considérées comme des données sur le sol de surface pour les mesures de l’exposition, mais les profondeurs devraient être définies pour chaque site (et chaque récepteur) lorsqu’on a besoin d’estimations précises de l’exposition dans le sol.

3-1

concentrations de CP de ces deux couches (p. ex., le mercure atmosphérique 3305 s’accumule généralement dans la couche humide), il peut être approprié d’utiliser 3306 seulement les données de la couche humide du sol. 3307

• La profondeur du sol susceptible d’être touché, compte tenu des sources et de la 3308 nature de la contamination dans le site. Pour une source de dépôts 3309 atmosphériques, par exemple, il est possible que seule une mince couche 3310 superficielle du sol (p. ex., les premiers 2 à 5 cm) ait été contaminée et qu’elle 3311 doive être considérée pour comprendre certaines voies d’exposition telles que 3312 l’ingestion accidentelle. 3313

• Les processus naturels ou les activités planifiées au site qui causeront 3314 l’accumulation de sols ou l’élimination de sols de surface, ce qui entraînera 3315 l’exposition des sols en profondeur. Dans ces cas, la couche de sol considérée 3316 pour l’exposition actuelle d’un récepteur donné pourrait ne pas être la même que 3317 la couche de sol considérée pour une exposition future. 3318

Utilisation des données sur le sol comme mesure de l’exposition – L’évaluateur du 3319 risque qui utilise des données sur 3320 le sol doit surtout se demander s’il 3321 faut mesurer l’exposition dans le 3322 sol en se servant d’échantillons 3323 prélevés dans un seul sol ou en 3324 utilisant des mesures statistiques, 3325 tant horizontalement que 3326 verticalement. Dans le cas des 3327 plantes et des invertébrés du sol, la 3328 méthode par défaut pour la caractérisation spatiale devrait consister à mesurer 3329 l’exposition pour chaque échantillon. Lorsqu’il y a suffisamment d’échantillons pour 3330 chaque ZPE (p. ex., > 10), il serait bon d’envisager l’utilisation de statistiques sommaires 3331 pour chaque ZPE (p. ex., la LSICM à 95 % et le 90e percentile). Dans ce genre 3332 d’approche, l’évaluateur doit tenir compte de la limite supérieure de l’intervalle de 3333 confiance de la moyenne, de la limite supérieure de l’aire de répartition de la population 3334 dans son ensemble ainsi que de la concentration maximale observée pour tous les 3335 échantillons afin de s’assurer que, pour l’utilisation du terrain considérée, aucun 3336 dommage important ne sera observé à l’un ou l’autre des emplacements situés à 3337 l’intérieur de la ZPE. Verticalement, les données sur le sol qui sont utilisées (pour chaque 3338 échantillon ou avec statistiques sommaires) doivent être les seules qui sont pertinentes 3339 pour le groupe de récepteurs en cause. Il ne sert à rien de prendre en considération des 3340 données sur une couche de sol en profondeur pour des plantes qui sont enracinées en 3341 surface. 3342

Si les plantes et les invertébrés immobiles du sol sont touchés localement par les 3343 concentrations élevées de CP mesurées dans un site d’échantillonnage du sol, l’échelle 3344

Concept clé : Les données sur le sol qui représentent l’exposition externe peuvent être caractérisées par la concentration maximale, la moyenne, une limite supérieure de l’intervalle de confiance de la moyenne ou encore un percentile choisi, selon la quantité échantillonnée, les caractéristiques du récepteur et le degré de prudence approprié pour l’ÉRÉ.

3-2

spatiale à laquelle les principales mesures de gestion du risque seront mises en œuvre est 3345 également pertinente. En d’autres termes, l’exposition (et le risque fondé sur un ÉDP 3346 donné) pour les plantes et les invertébrés du sol doit être connue à plus d’une échelle 3347 spatiale, car celle-ci est un élément important de l’ampleur du risque estimé (voir le 3348 chapitre 5 pour plus de détails). 3349

Pour ce qui est des mammifères, des oiseaux et des autres récepteurs fauniques exposés 3350 au sol, l’ingestion accidentelle de sol peut quelquefois être la principale voie 3351 d’exposition. Si l’on s’attend à ce que l’exposition à de fortes concentrations de CP dans 3352 un site d’échantillonnage donné ait des effets aigus ou si les échantillons sont peu 3353 nombreux (p. ex., < 10) par rapport au domaine vital de l’organisme, l’exposition des RP 3354 devrait tenir compte de la concentration maximale observée dans le site 3355 d’échantillonnage. Sinon, il convient d’évaluer l’exposition des RP en fonction de 3356 statistiques sommaires comme la moyenne arithmétique, la LSICM à 95 % ou le 3357 90e percentile. L’interprétation des statistiques sommaires devrait tenir compte des 3358 orientations actuelles du CCME (2012) concernant l’échantillonnage des sites 3359 contaminés. L’évaluateur du risque doit également déterminer si la répartition spatiale et 3360 la densité des échantillons de sol prélevés dans le cadre de l’étude du site, ou d’autres 3361 évaluations, sont adéquates pour l’évaluation du risque pour chaque CVÉ de substitution. 3362

Paramètres accessoires – Les paramètres accessoires qui sont souvent pertinents pour le 3363 sol comprennent ce qui suit : 3364

• Pourcentage de matière organique : La matière organique est importante pour les 3365 composés organiques qui se répartissent principalement dans les lipides (c.-à-d. 3366 qui ont un coefficient de partage octanol-eau élevé). Dans un tel cas, il vaut 3367 parfois mieux caractériser les concentrations de CP dans le sol au moyen des 3368 concentrations normalisées pour le carbone organique. 3369

• pH : Les données sur le pH sont importantes pour connaître l’état général du sol, y 3370 compris la solubilité probable, ainsi que la spéciation et la complexation des 3371 métaux. Lorsque les valeurs de pH sont extrêmes, les données sur le pH peuvent 3372 être utiles pour prévoir le stress subi par les plantes et la présence ou l’absence de 3373 biote. 3374

• Teneur en eau : Les données sur la teneur en eau sont importantes si les données 3375 sur le sol doivent servir aux modèles de réseau trophique, car les données relatives 3376 aux taux d’ingestion accidentelle de sol peuvent s’exprimer en unités de 3377 concentration en fonction d’un poids sec ou d’un poids humide. 3378

• Capacité d’échange cationique (CEC) : Quantité maximale de cations que le sol 3379 peut contenir. L’argile et l’humus ont habituellement une CEC plus élevée que les 3380 sols sablonneux. Cette propriété peut être utile pour déterminer la biodisponibilité 3381 relative des métaux, car les sols présentant une faible CEC sont plus susceptibles 3382 d’exposer le biote à des métaux. 3383

3-3

• Potentiel d’oxydoréduction (Eh) : Mesure électrique caractérisant le transfert 3384 d’électrons dans les sols depuis et vers une électrode de référence. L’Eh peut 3385 servir à déterminer si un sol est anaérobie (Eh faible) ou aérobie (Eh élevé), ce qui 3386 peut avoir une incidence sur la dissolution ou la précipitation de différents 3387 métaux. 3388

• Texture et composition du sol : La texture (proportions relatives de sable, de 3389 limon et d’argile) et la structure du sol (agglomération de particules de sol en 3390 éléments composés plus gros, dont la formation est habituellement due à l’action 3391 de microorganismes ou d’invertébrés) peuvent influer sur la dynamique des 3392 contaminants dans les sols. 3393

Parmi les références utiles pour les sols, mentionnons Brady et Weil (2008) et Miller et 3394 Gardiner (2003). Au sujet de la contamination des sols, on peut consulter Allen (2002), 3395 Mirsal (2009), Perzynski et coll. (2005) et Harrison (2001). 3396

Évaluation de la biodisponibilité – Bien que, dans le cadre des ÉRÉ, on puisse utiliser les 3397 données recueillies durant l’étude du site pour caractériser initialement la contamination 3398 du sol (échantillons de sol entier et analyse chimique du sol non tamisé), il peut être 3399 approprié, lorsqu’on a besoin de bien comprendre les risques, d’envisager le recours à des 3400 analyses des espèces chimiques ou à d’autres méthodes permettant de caractériser avec 3401 plus de précision les formes de contaminants dans le sol. On peut aussi envisager 3402 l’utilisation de techniques d’extraction pour caractériser les fractions qui seront 3403 probablement les plus biodisponibles (Suter et coll., 2000; Allen, 2002). Par ailleurs, si 3404 l’eau interstitielle du sol est considérée comme le milieu d’exposition pertinent (p. ex., 3405 pour les racines des plantes), on peut soit effectuer des mesures, soit procéder à des 3406 estimations en fonction des caractéristiques chimiques du sol non tamisé au moyen de 3407 modèles de partage à l’équilibre. On trouvera de plus amples renseignements à ce sujet 3408 dans Suter et coll. (2000) et dans Allen (2002). Enfin, les études portant sur la simulation 3409 de la biodisponibilité dans le tube digestif humain (appelées essais de bioaccessibilité ou 3410 essais d’extraction sur spécimen physiologique [EESP]) sont maintenant utilisées dans le 3411 cadre des évaluations du risque pour la santé humaine (voir les travaux préliminaires de 3412 Ruby et coll., 1996), et commencent à être plus fréquentes pour les ÉRÉ. Les résultats 3413 obtenus grâce aux méthodes permettant de simuler l’intestin humain pourraient 3414 s’appliquer directement aux mammifères qui présentent une anatomie et des conditions 3415 intestinales (p. ex., le pH) similaires à celles des humains. Par ailleurs, des protocoles 3416 d’essai précis pourraient être modifiés pour d’autres espèces. L’autorité compétente doit 3417 être consultée au sujet de l’acceptabilité des méthodes utilisées pour déterminer la 3418 biodisponibilité et de l’utilisation de la notion de biodisponibilité dans l’analyse du sol, 3419 mais il est à noter que des normes sur cette dernière question font leur apparition (voir, 3420 par exemple, ISO, 2008a,b; Jensen et Mesman, 2008). 3421

3422

3-4

3.3.1.2. Eau de surface 3423

L’exposition à l’eau de surface se produit par contact direct (p. ex., pour les plantes 3424 aquatiques, les poissons et l’épifaune benthique) et/ou par ingestion (p. ex., pour la 3425 faune). 3426

Définition de l’eau de surface – Aux fins de l’ÉRÉ, l’eau de surface est l’eau qui se 3427 trouve au-dessus de l’interface sédiments-eau dans un système aquatique, ce qui peut 3428 comprendre les bassins ou les cours d’eau temporaires qui fournissent un habitat 3429 aquatique, de l’eau potable ou d’autres voies d’exposition potentielles pour les espèces 3430 terrestres susceptibles d’entrer en contact avec un bassin contaminé donné. On fait une 3431 distinction entre l’eau de surface et l’eau interstitielle des sédiments, qui est l’eau se 3432 trouvant dans les espaces interstitiels présents dans les sédiments. Mais surtout, l’eau de 3433 surface plutôt que l’eau interstitielle des sédiments (ou en plus de cette eau) peut 3434 constituer un milieu d’exposition externe pertinent pour certains organismes qui vivent 3435 dans les sédiments. C’est le cas des bivalves, qui se terrent dans les sédiments, mais qui 3436 sont exposés à l’eau de surface par leur siphon, qui filtre l’eau directement à partir de 3437 l’interface sédiments-eau de surface. 3438

Utilisation des données sur l’eau de surface comme mesure de l’exposition – Comme 3439 dans le cas du sol, l’un des défis de l’évaluateur du risque est de décider s’il utilisera les 3440 concentrations maximales de CP mesurées ou des mesures statistiques spatiales ou 3441 temporelles pour chaque RP. Dans le cas des organismes sessiles (p. ex., les plantes 3442 aquatiques), les concentrations maximales peuvent convenir pour représenter les 3443 concentrations dans de petits espaces, mais les mesures statistiques (p. ex., la LSICM à 3444 95 % et le 90e percentile) peuvent aussi servir à la caractérisation des expositions 3445 moyennes à certains endroits. Dans le cas des récepteurs mobiles, on recommande 3446 l’utilisation des concentrations maximales par défaut si on ne dispose que de quelques 3447 échantillons (p. ex., < 10) de la zone correspondant au domaine vital, ou si on s’attend à 3448 une variabilité saisonnière des concentrations de CP, sans que celle-ci ait été mesurée. 3449 Dans les cas où on dispose de nombreux échantillons et où on a étudié la variabilité 3450 saisonnière (au besoin), on peut utiliser des statistiques sommaires (p. ex., la LSICM à 3451 95 % et le 90e percentile). Mais surtout, si on utilise les données sur l’eau de surface pour 3452 représenter l’exposition de la faune par l’eau qu’elle consomme, l’évaluateur du risque 3453 doit tenir compte des autres sources à proximité où la faune peut s’abreuver et de la 3454 proportion de l’exposition totale pouvant être associée à chaque source. Dans ces cas, les 3455 mesures statistiques des concentrations de CP dans 3456 l’eau de surface peuvent consister à calculer la 3457 moyenne des sources plutôt que la moyenne de tous 3458 les échantillons (ainsi, si on a prélevé 3 échantillons à 3459 une source d’eau et 20 à une autre, une LSICM à 3460 95 % établie selon la moyenne de tous les échantillons 3461 serait biaisée en faveur de la deuxième source). 3462

Concept clé : L’évaluation de l’exposition par l’eau de surface peut nécessiter d’utiliser la concentration totale et la concentration dissoute du contaminant, ou l’une ou l’autre.

3-5

L’évaluateur doit également décider s’il utilisera les concentrations dissoutes, les 3463 concentrations totales, ou les deux comme mesure de l’exposition. Cette décision doit 3464 parfois tenir compte, en partie, de la réglementation, mais également de la pertinence 3465 pour l’ÉRÉ. Si les données sur l’eau de surface doivent servir à plus d’une fin (p. ex., 3466 comme milieu d’exposition externe pour le poisson, et comme eau consommée par la 3467 faune), elles doivent convenir à toutes ces fins. Les concentrations totales sont les plus 3468 pertinentes pour les voies d’ingestion, alors que les concentrations dissoutes (voir la 3469 rubrique suivante sur la biodisponibilité pour plus d’information) conviennent mieux aux 3470 voies d’exposition par contact direct. 3471

La proportion de concentrations totales par rapport aux concentrations dissoutes peut 3472 changer constamment selon le paramètre considéré et les conditions du site, de sorte que, 3473 par défaut, l’évaluateur du risque doit se montrer prudent et utiliser les concentrations 3474 totales dans l’eau; dans certains cas, cependant, il peut utiliser les concentrations 3475 dissoutes s’il peut justifier son choix. Dans un cas comme dans l’autre, il est important de 3476 s’assurer que les données sur l’exposition pourront être comparées aux données 3477 disponibles sur les effets (p. ex., des données sur l’exposition fondées sur les 3478 concentrations dissoutes ne devraient pas être comparées à des données sur les effets 3479 fondées sur les concentrations totales). Les critères de toxicité établis pour la protection 3480 de la vie aquatique sont généralement exprimés en concentrations totales. 3481

Enfin, dans la plupart des cas, une ÉRÉ ne nécessite pas de quantifier chaque forme du 3482 contaminant dissous. Toutefois, dans certains sites où la toxicité relative d’un CP dépend 3483 beaucoup de sa forme, une analyse de la spéciation et une évaluation du risque fondée sur 3484 la spéciation peuvent être adéquates. Par exemple, différentes formes de fer dans l’eau 3485 interstitielle des sédiments peuvent présenter des degrés de toxicité très différents, et 3486 l’établissement d’un lien entre la réponse toxique obtenue dans les essais biologiques et 3487 l’effet possible du fer peut nécessiter de connaître la concentration relative de chaque 3488 espèce de fer dans les échantillons d’eau interstitielle. 3489

Biodisponibilité – Les contaminants dissous dans l’eau ne sont pas nécessairement 3490 biodisponibles. Par exemple, les recherches des deux dernières décennies concernant la 3491 biodisponibilité des métaux et les mécanismes de toxicité dans le milieu aquatique ont 3492 mené à l’élaboration du modèle du ligand biotique (MLB; Di Toro et coll., 2001; Paquin 3493 et coll., 2003; voir la sous-section 4.2.2 pour plus de détails). Ce modèle rend compte du 3494 rôle joué par le total des solides en suspension, le pH, le carbone organique dissous, les 3495 cations (Ca, Mg, Na, K), les anions (SO4, Cl), l’alcalinité, la dureté et les sulfures dans la 3496 détermination des concentrations d’ions métalliques libres ayant une incidence sur la 3497 biodisponibilité des métaux (et, en fin de compte, sur leur toxicité) dans l’eau douce. Bon 3498 nombre des paramètres accessoires typiques énumérés ci-dessous servent à mieux 3499 comprendre la biodisponibilité potentielle, y compris par l’utilisation du MLB. 3500

Paramètres accessoires – Les paramètres accessoires habituellement mesurés dans l’eau 3501 de surface dépendent du site et de l’ÉRÉ, et comprennent ce qui suit : 3502

3-6

• dureté; 3503

• pH (le pH peut aussi être un CP); 3504

• alcalinité; 3505

• acidité; 3506

• température; 3507

• oxygène dissous; 3508

• anions et nutriments (p. ex., chlorures, bromures, fluorures, nitrites, nitrates, 3509 sulfures, sulfates, etc.); 3510

• cations (p. ex., Ca, Mg, Na, K); 3511

• conductivité; 3512

• salinité (pour les sites à l’interface de l’eau douce et de l’eau de mer); 3513

• total des solides en suspension; 3514

• carbone organique dissous. 3515

Cette liste n’est pas exhaustive. En général, il faut tenir compte de tout paramètre qui 3516 pourrait fournir des renseignements utiles. Certains paramètres comme le pH peuvent être 3517 mesurés sur le terrain ou en laboratoire. En général, l’équipement de laboratoire est plus 3518 précis, mais il n’en demeure pas moins que certaines mesures devraient toujours être 3519 prises sur le terrain, car elles sont susceptibles de changer pendant le stockage et le 3520 transport (d’ordinaire, la température, le pH, l’oxygène dissous et la conductivité). 3521

3.3.1.3. Eau souterraine 3522

Définition de l’eau souterraine – Aux fins de l’ÉRÉ, l’eau souterraine est toute eau qui 3523 n’est pas une eau de surface et qui n’est 3524 pas considérée comme faisant partie de la 3525 couche biologiquement active des sols ou 3526 des sédiments de surface (c.-à-d. l’eau 3527 interstitielle). 3528

Utilisation des données sur l’eau 3529 souterraine comme mesure de l’exposition 3530 – Les eaux souterraines ne doivent 3531 généralement pas être considérées comme 3532

Concept clé : L’eau souterraine constitue rarement un milieu approprié pour la caractérisation des conditions d’exposition actuelles dans le cadre d’une ÉRÉ, mais elle peut servir de milieu de substitution pour l’eau interstitielle ou l’eau de surface dans certains cas.

3-7

un milieu d’exposition dans le cadre d’une ÉRÉ27. Bien que la stygofaune (petits 3533 organismes aquatiques qui vivent dans les réseaux d’eau souterraine, comme les grottes et 3534 les aquifères) puisse être directement exposée à l’eau souterraine, on l’adopte rarement 3535 comme paramètre d’évaluation. 3536

L’eau souterraine peut servir de milieu d’exposition de substitution pour les organismes 3537 qui vivent dans l’eau interstitielle du sol ou des sédiments, ou même dans l’eau de surface 3538 dans certains cas, notamment : 3539

• une évaluation préliminaire ou préalable fondée sur des données existantes, avec 3540 prélèvement d’échantillons d’eau souterraine effectués lors d’études sur le site en 3541 zones sèches, mais sans prélèvement d’échantillons d’eau interstitielle de sol ou 3542 de sédiments; 3543

• une évaluation prudente pour laquelle l’analyse chimique de l’eau souterraine est 3544 utilisée pour représenter le pire cas d’exposition; 3545

• pour les emplacements où l’eau interstitielle du sol ou des sédiments est très 3546 difficile d’accès (p. ex., si la zone intertidale ou le bas de plage est recouvert d’un 3547 enrochement); 3548

• pour les sites où un panache d’eau souterraine migre vers un plan d’eau de 3549 surface, mais ne l’a pas encore atteint. Dans ce cas, l’eau souterraine peut être 3550 considérée dans une certaine mesure comme représentative des rejets futurs qui 3551 pourraient atteindre l’eau de surface. 3552

Paramètres accessoires – Pour l’eau souterraine, on devrait mesurer presque tous les 3553 paramètres accessoires applicables à l’eau de surface, ainsi que le potentiel 3554 d’oxydoréduction. Dans le cas de l’eau souterraine, il faut savoir que des paramètres 3555 accessoires comme le potentiel d’oxydoréduction et le pH seront probablement différents 3556 de ceux mesurés là où l’eau souterraine pénètre dans la zone de transition et entre en 3557 contact avec l’eau de surface. Ces paramètres accessoires peuvent avoir un impact 3558 important sur la biodisponibilité des contaminants (p. ex., les métaux dissous dans l’eau 3559 souterraine peuvent précipiter rapidement sous l’effet de l’oxygénation de l’eau dans la 3560 zone de transition). 3561

3562

27 Consulter le document Recommandations fédérales intérimaires pour la qualité des eaux souterraines sur les sites contaminés fédéraux, Environnement Canada (2012), pour connaître les exceptions et pour une analyse plus poussée de la question.

3-8

3.3.1.4. Sédiments et eau interstitielle des sédiments 3563

Définition des sédiments et de l’eau 3564 interstitielle – Aux fins de l’ÉRÉ, les 3565 sédiments sont le substrat d’un plan d’eau, et 3566 l’eau interstitielle est l’eau qui remplit les 3567 espaces interstitiels des sédiments. Les 3568 sédiments et l’eau interstitielle des sédiments 3569 sont le principal milieu d’exposition des 3570 invertébrés benthiques, en particulier de l’endofaune benthique, de même que de 3571 nombreuses plantes aquatiques et algues. L’exposition directe peut aussi être en cause 3572 aux premiers stades du cycle vital de certains organismes de niveau supérieur (p. ex., les 3573 œufs de poisson). L’ingestion accidentelle de sédiments est également une importante 3574 voie d’exposition pour certains récepteurs de niveau supérieur comme les poissons de 3575 fond et les oiseaux aquatiques. 3576

Définition des sédiments de surface – Comme dans le cas du sol, on doit considérer avec 3577 soin la profondeur des sédiments qui est pertinente pour les récepteurs écologiques. 3578 Conformément à la méthode par défaut utilisée pour la sélection des CP, toutes les 3579 données obtenues sur des échantillons de sédiments prélevés à moins d’un mètre de 3580 profondeur peuvent être considérées pour la mesure de l’exposition. Cependant, 3581 lorsqu’on a besoin de plus de précision, la profondeur des sédiments de surface devrait 3582 être définie pour chaque site, en fonction des éléments suivants : 3583

• La profondeur de la bioturbation due à la flore et à la faune (p. ex., vers, bivalves). 3584

• Les politiques applicables à l’échelle provinciale ou autre (pour les sites devant 3585 faire l’objet d’un démantèlement), stipulant qu’une autre profondeur doit être 3586 considérée pour l’exposition dans les sédiments de surface. 3587

• Les processus naturels ou les activités planifiées sur le site qui causeront le dépôt, 3588 l’érosion ou l’élimination de sédiments de surface, ce qui entraînera l’exposition 3589 des sédiments en profondeur. 3590

Utilisation des données sur les sédiments et l’eau interstitielle comme mesure de 3591 l’exposition – En général, les sédiments en vrac servent d’indicateur initial de 3592 l’exposition externe. Presque toutes les lignes directrices sur la qualité de 3593 l’environnement sont fondées sur les sédiments en vrac, et non sur l’eau interstitielle. Par 3594 conséquent, la caractérisation initiale des sédiments porte surtout sur ce milieu. Toutefois, 3595 l’eau interstitielle est souvent le milieu dans lequel les contaminants risquent davantage 3596 d’être biodisponibles, par opposition à la portion liée aux matières particulaires. Les 3597 sédiments et l’eau interstitielle sédimentaire peuvent convenir comme milieu d’exposition 3598 externe dans une ÉRÉ. On recommande, dans la plupart des cas, d’utiliser les sédiments 3599 en vrac comme milieu d’exposition externe par défaut parce que : 3600

Concept clé :

Une ÉRÉ peut caractériser l’exposition via les sédiments en vrac et l’eau interstitielle sédimentaire, ou l’un et l’autre.

3-9

• les données sur les effets sont plus couramment associées aux sédiments. Par 3601 conséquent, l’analyse chimique des sédiments en vrac a plus de chance de 3602 contribuer aux éléments de preuve pour l’ÉRÉ; 3603

• les concentrations dans les sédiments risquent moins de changer à court terme 3604 (p. ex., fluctuations dues aux marées) et même à plus long terme (p. ex., selon la 3605 saison), sauf dans les cas de dépôt et d’affouillement; 3606

• il est relativement plus simple d’échantillonner et d’analyser les sédiments que 3607 l’eau interstitielle, car celle-ci est plus sensible à l’influence des techniques et 3608 méthodes utilisées pour l’extraction, la manipulation et la conservation. 3609

Dans bien des cas, toutefois, il est nécessaire d’évaluer l’eau interstitielle (habituellement 3610 en plus des sédiments en vrac), par exemple : 3611

• lorsque les CP sont constamment transportés par l’eau souterraine en phase 3612 dissoute vers le milieu aquatique; 3613

• lorsque les CP se répartissent surtout dans l’eau au lieu d’être adsorbés dans les 3614 sédiments; 3615

• lorsqu’on veut établir une correspondance plus précise entre les mesures des effets 3616 et les concentrations biodisponibles (dissoutes) des contaminants; 3617

• lorsque les mesures des effets qui seront comparés aux données sur l’exposition 3618 sont basées sur de l’eau interstitielle (p. ex., essais biologiques sur l’eau 3619 interstitielle). 3620

L’évaluateur du risque ne doit pas tenir pour acquis que seuls les sédiments en vrac 3621 suffisent pour une ÉRÉ. 3622

Paramètres accessoires et biodisponibilité – Les paramètres accessoires qui sont 3623 importants dans le cas de l’eau interstitielle sont les mêmes que ceux énumérés 3624 précédemment pour l’eau de surface et l’eau souterraine. Les paramètres accessoires qui 3625 sont importants dans le cas des sédiments en vrac comprennent généralement ce qui suit : 3626

• Teneur en carbone organique : Le carbone organique est le facteur le plus 3627 important pour déterminer la répartition des composés organiques dans les 3628 sédiments. 3629

• Taille des particules (p. ex., % d’argile, de limon, de sable et de gravier) : Comme 3630 le rapport de la surface active sur le volume de sédiments est plus élevé dans le 3631 cas de sédiments fins, la taille des particules peut influer sur l’évaluation du 3632 comportement des concentrations de CP dans les sédiments (c.-à-d., les CP 3633 risquent davantage de se lier aux particules dans des sédiments fins). 3634

• pH : Dans les sédiments en vrac, le pH est un indicateur de l’état général du 3635 milieu et des types de récepteurs qui risquent d’y être présents. 3636

3-10

• Sulfures : Dans les sédiments anaérobies, les sulfures constituent habituellement 3637 la phase de liaison prédominante. La mesure des MES/SVA28 peut donner une 3638 idée de la biodisponibilité potentielle du cadmium, du cuivre, du plomb, du nickel 3639 et du zinc. Le modèle MES/SVA peut également incorporer le carbone organique 3640 (USEPA, 1999). 3641

• Les hydroxydes de fer et de manganèse (pour les métaux) : Dans les sédiments 3642 aérobies, les hydroxydes de fer et de manganèse peuvent constituer une 3643 importante phase de liaison. Les techniques d’extraction séquentielle font appel à 3644 une série d’étapes de fractionnement chimique en vue d’établir l’importance 3645 relative des diverses phases de liaison (p. ex., Tessier et coll., 1979). 3646

3.3.1.5. Air et vapeur 3647

Souvent, il n’est pas justifié d’utiliser l’air comme milieu d’exposition dans une ÉRÉ. 3648 Dans de nombreux cas, la contribution des CP atmosphériques à l’exposition totale des 3649 espèces sauvages serait négligeable, notamment parce que les composés volatils les plus 3650 susceptibles d’être inhalés se volatilisent rapidement dans l’air et sont vite dispersés. Il a 3651 été montré que l’exposition par inhalation n’était pas importante dans le cas de plusieurs 3652 contaminants (USEPA, 2003), mais l’évaluation détaillée des composés organiques 3653 volatils a fait l’objet de relativement peu d’études. Des données sur la toxicité sont 3654 néanmoins disponibles pour plusieurs composés, et des valeurs de référence pour 3655 l’évaluation des risques écotoxicologiques potentiels liés à l’inhalation ont été élaborées 3656 et appliquées (Archbold et coll., 2007; Gallegos et coll., 2007; Markwiese et coll., 2008). 3657

Bien que l’air puisse être exclu comme milieu d’exposition dans le cadre de nombreuses 3658 ÉRÉ, il faut en tenir compte dans certains cas, notamment : 3659

• lorsqu’un site où se trouvent des récepteurs fauniques est caractérisé par des 3660 concentrations très élevées de composés organiques volatils; 3661

• lorsqu’un site où se trouvent des composés organiques volatils abrite des 3662 récepteurs fauniques qui creusent des terriers; 3663

• lorsqu’on s’attend à ce que le feuillage accumule certains contaminants (p. ex., 3664 mercure, DDT) par l’absorption de vapeurs (Suter et coll., 2000). 3665

Dans de tels cas, l’air peut d’abord être échantillonné directement, y compris dans des 3666 terriers existants ou artificiels (Markwiese et coll., 2008), puis comparé à des valeurs de 3667

28 L’abréviation SVA correspond à « sulfures volatils acides » et l’abréviation MES, à « métaux extraits simultanément ». Si MES/SVA est < 0, on suppose qu’il y a suffisamment de sulfures disponibles pour lier les MES. Le modèle MES/SVA ne s’applique pas aux sédiments oxygénés. On trouvera plus d’information et de mises en garde sur l’utilisation du modèle MES/SVA dans Suter et coll. (2000) et Paquin et coll. (2003).

3-11

référence telles que celles qui sont résumées ou établies dans la littérature scientifique 3668 (Archbold et coll., 2007; Gallegos et coll., 2007). 3669

3.3.1.6. Tissus consommés dans l’alimentation 3670

L’analyse des concentrations de contaminants dans les tissus d’organismes est un outil 3671 d’exposition externe pertinent lorsque les tissus représentent un aliment important pour 3672 un RP. Tel que mentionné à la sous-section 3.2.2, la mesure directe des paramètres des 3673

tissus est préférable à leur estimation. 3674

Définition des tissus consommés dans l’alimentation – Les tissus consommés dans 3675 l’alimentation comprennent tout aliment d’un récepteur, sauf l’ingestion accidentelle de 3676 sol ou de sédiments. 3677

3678

Utilisation des données sur les tissus consommés dans l’alimentation comme mesure de 3679 l’exposition : L’utilisation de tissus consommés dans l’alimentation est appropriée 3680 comme mesure d’exposition externe lorsqu’on dispose de données correspondantes sur 3681 les effets. Par exemple, on peut comparer les concentrations de substances 3682 bioamplifiables (p. ex., mercure, BPC) chez le poisson aux RCQE pour les résidus dans 3683 les tissus aux fins de la protection des espèces fauniques consommant le biote aquatique 3684 (CCME, 2001). Dans tous les cas d’utilisation de tissus consommés en guise de mesure 3685 d’exposition externe, le type de tissu recueilli (p. ex., muscle seulement ou corps entier) 3686 doit pouvoir correspondre aux données sur les effets avec lesquelles se feront les 3687

Concept clé :

Les tissus consommés dans l’alimentation peuvent être utilisés de deux manières différentes :

1. S’il existe des données sur les effets fondées sur la concentration de CP dans un aliment (p. ex., RCQE pour les résidus dans les tissus aux fins de la protection des espèces fauniques consommant le biote aquatique), alors la concentration mesurée ou estimée dans les tissus est la mesure de l’exposition qui est comparée aux données sur les effets. Cette utilisation des données sur les tissus correspond à un milieu d’exposition externe.

2. Par ailleurs, il arrive plus souvent que les données sur les effets sont fondées sur la dose totale. C’est le cas pour la plupart des valeurs toxicologiques de référence établies pour des espèces sauvages. La concentration de CP dans un tissu est alors une composante de la dose totale (qui s’ajoute aux données sur les tissus provenant d’autres aliments et à toute autre voie d’exposition pertinente, comme l’eau consommée et l’ingestion accidentelle de sol ou de sédiments).

3-12

comparaisons29. Dans les cas où on utilise le corps entier, l’évaluateur du risque doit, par 3688 défaut, ne pas faire dépurer l’organisme (c.-à-d. vider les intestins) ni le faire nettoyer, à 3689 moins de savoir que les données sur les effets sur le corps entier ont été établies pour des 3690 organismes dépurés. 3691

Paramètres accessoires – Les paramètres accessoires qui sont généralement importants 3692 dans le cas d’échantillons de tissus sont la teneur en lipides et la teneur en eau. La teneur 3693 en lipides est particulièrement importante pour les contaminants qui se répartissent 3694 surtout dans la fraction lipidique (p. ex., les BPC), car les concentrations dans les tissus 3695 ne peuvent vraiment être comparées que si elles sont normalisées pour les lipides. La 3696 teneur en eau est importante pour que les comparaisons puissent se faire avec les mesures 3697 d’effet qui sont exprimées en poids sec ou en poids humide. 3698

3.3.2. Milieu d’exposition interne 3699

Définition du milieu d’exposition interne – L’exposition interne fait référence à la 3700 mesure des concentrations de contaminants dans le récepteur même, ce qui peut 3701 comprendre des concentrations de substances chimiques dans certains tissus où les effets 3702 toxiques se produisent (p. ex., le foie), dans d’autres tissus utilisés comme indicateurs de 3703 la charge corporelle (p. ex., les os, les cheveux ou les muscles), ou dans l’animal entier. 3704 On désigne couramment les mesures d’exposition interne par les termes « charge 3705 corporelle » ou « résidus ». 3706

Utilisation de la concentration interne (charge corporelle) de contaminants comme 3707 mesure de l’exposition – La charge corporelle de CP peut servir de mesure d’exposition 3708 interne si on dispose de données de référence sur les effets auxquelles comparer les 3709 données sur l’exposition. Pour déterminer s’il est possible d’utiliser des mesures 3710 d’exposition interne dans une ÉRÉ, l’évaluateur du risque doit : 3711

• s’informer du comportement des CP dans les récepteurs, afin de déterminer si des 3712 mesures d’exposition interne seraient utiles. En général, cette information est 3713 résumée dans la revue des caractéristiques des CP à l’étape de l’énoncé du 3714 problème. Certains CP ne conviennent pas à l’analyse de l’exposition interne en 3715 raison de leur comportement ou de leur devenir dans les récepteurs. Par exemple, 3716 les HAP sont métabolisés par les espèces sauvages, et la charge corporelle d’HAP 3717 risque de ne pas être un indicateur utile de l’exposition pour ces récepteurs; 3718

29 À moins qu’on ne dispose de modèles pour établir des relations entre les concentrations dans les différents tissus et/ou le corps entier. Si un type de tissu en particulier et le corps entier sont tous deux pertinents (c.-à-d. à des fins différentes), le tissu en question peut être analysé, de même que tous les autres tissus, de sorte qu’il sera possible de calculer ultérieurement la concentration pour le corps entier si cela est nécessaire (sous forme de moyenne pondérée en fonction de la masse).

3-13

• prendre connaissance des études publiées qui ont établi des seuils d’effets en 3719 fonction de la charge corporelle. Pour ce faire, il faut consulter la littérature 3720 primaire. Des seuils ont été compilés par Beyer et Meador (2011) et Suter et coll. 3721 (2000), mais ils ne sont pas complets; 3722

• effectuer une recherche dans l’ERED (Environmental Residue-Effects Database)30 3723 compilée conjointement par l’US Army Corps of Engineers et l’Environmental 3724 Protection Agency des États-Unis pour y trouver des données adéquates dont on 3725 pourrait tirer des seuils d’effets; 3726

• s’assurer qu’il existe des méthodes (pratiques) qui conviennent à la collecte 3727 d’échantillons du type de tissu dont on aurait besoin pour établir une 3728 correspondance avec les données sur les effets. Si les données sur les effets ont été 3729 obtenues à partir de concentrations mesurées dans le corps entier, ou de types 3730 courants de tissus, il existe peut-être des facteurs d’absorption ou des modèles de 3731 bioaccumulation qui permettraient d’estimer plutôt que de mesurer l’exposition 3732 interne. Dans le cas des données mesurées, l’évaluateur du risque doit, par défaut, 3733 faire dépurer l’organisme (c.-à-d. vider les intestins) ou le faire laver afin que ses 3734 résultats soient comparables aux données existantes sur les effets31. 3735

Lorsqu’on utilise des données sur la charge corporelle, les résultats doivent être 3736 interprétés avec prudence. Les organismes en milieu naturel peuvent s’acclimater ou 3737 s’adapter de façon à tolérer des concentrations de CP plus élevées que ce à quoi on 3738 pourrait s’attendre. Lorsque cela se produit, les risques réels peuvent être inférieurs aux 3739 risques prévus. Inversement, comme les données sur les tissus recueillies dans un site 3740 proviennent généralement d’organismes vivants, les risques peuvent être sous-estimés du 3741 fait que les organismes très exposés pourraient avoir disparu de la population (p. ex., par 3742 toxicité directe ou par une baisse de la capacité d’adaptation). 3743

Paramètres accessoires – Les paramètres accessoires qui sont importants pour mesurer 3744 l’exposition interne sont les mêmes que ceux associés aux mesures dans les tissus, aux 3745 fins de la caractérisation des aliments (sous-section 3.3.1.6 ci-dessus). Toutefois, il faut 3746 également prendre en compte tout autre paramètre qui permettrait de mieux faire associer 3747 les données sur l’exposition aux données sur les effets. 3748

3749

30 La base de données ERED contient des données issues de plus de 2 000 études, et peut être consultée sur le site suivant : http://el.erdc.usace.army.mil/ered/. Cette base de données est la source complète la plus à jour sur les niveaux d’effets des résidus dans les tissus. Dans le cadre d’une ÉRÉ donnée, cette information devrait être complétée par un examen de la littérature récente. 31 Par ailleurs, comme on l’explique aux sous-sections 3.3.1.6 et 3.3.3, la dépuration n’est habituellement pas la méthode par défaut à employer lorsque les tissus sont considérés comme un aliment pour des récepteurs de niveau trophique supérieur.

3-14

http://el.erdc.usace.army.mil/ered/

3.3.3. Estimation de la dose totale 3750

Définition de dose totale – On évalue souvent l’exposition de récepteurs de niveau 3751 trophique supérieur (c.-à-d. la faune) en termes de dose ou d’absorption totale, qui est la 3752 quantité totale d’un contaminant provenant de toutes les voies d’exposition. La dose 3753 totale peut servir de mesure de l’exposition lorsqu’on dispose de données sur les effets 3754 aux fins de comparaison, qu’il s’agisse d’une relation dose-réponse dérivée de la 3755 littérature ou d’une valeur toxicologique de référence. 3756

Utilisation de la dose totale comme mesure de l’exposition – La dose totale est la mesure 3757 de l’exposition la plus courante pour les organismes de niveau trophique supérieur 3758 (c.-à-d. la faune), et il faut toujours en tenir compte dans les évaluations approfondies du 3759 risque portant sur des espèces sauvages, à moins qu’on juge d’autres éléments de preuve 3760 suffisants pour tirer des conclusions sur le risque. Tel qu’expliqué au chapitre 2, les 3761 voies d’ingestion (eau, aliments et ingestion accidentelle de sol et de sédiments) sont 3762 habituellement de loin les voies d’exposition les plus importantes et il est rarement 3763 nécessaire de tenir compte de l’exposition cutanée et par inhalation. Pour chaque voie 3764 d’ingestion, les données minimales requises pour estimer la dose totale, et les sources 3765 recommandées de données, sont les suivantes : 3766

• Le taux d’ingestion d’eau (généralement exprimé en L/jour ou en L/kg de poids 3767 corporel/jour). On peut obtenir les taux d’ingestion d’eau dans la littérature 3768 primaire ou d’autres sources (p. ex., l’EPA Wildlife Exposure Factors Handbook, 3769 USEPA [1993]; Paramètres d’exposition chez les mammifères, Paramètres 3770 d’exposition chez les oiseaux32 [Québec]). On peut utiliser l’échelle allométrique 3771 pour les organismes pour lesquels on ne trouve pas de données, avec les équations 3772 mentionnées par Nagy (1987). 3773

• Le taux d’ingestion d’aliments (généralement exprimé en kg d’aliments/kg de 3774 poids corporel/jour). On peut obtenir les taux d’ingestion d’aliments dans la 3775 littérature primaire ou d’autres sources (p. ex., l’EPA Wildlife Exposure Factors 3776 Handbook, USEPA [1993]; Paramètres d’exposition chez les mammifères, 3777 Paramètres d’exposition chez les oiseaux33 [Québec]). On peut utiliser l’échelle 3778 allométrique pour les organismes pour lesquels on ne trouve pas de données, avec 3779 les équations mentionnées par Nagy (1987). Il est également possible d’utiliser 3780 des équations établissant un lien entre l’ingestion d’aliments et le taux 3781 métabolique (USEPA, 1993). 3782

• Le taux d’ingestion accidentelle de sol et de sédiments (habituellement exprimé 3783 en pourcentage de l’ingestion totale d’aliments). On peut obtenir les taux 3784 d’ingestion accidentelle dans la littérature primaire ou dans d’autres sources 3785

32 Document accessible à http://www.ceaeq.gouv.qc.ca/index.asp 33 Document accessible à http://www.ceaeq.gouv.qc.ca/index.asp

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(p. ex., Beyer et coll. [1996]; voir aussi CCME [2006] pour plus de détails). Ces 3786 taux peuvent varier selon qu’ils tiennent compte du sol et des sédiments présents 3787 dans le tube digestif ou du sol et des sédiments pris dans la fourrure (voir le point 3788 sur les concentrations de contaminants ci-dessous). 3789

• Le poids corporel de chaque récepteur. On peut obtenir les taux d’ingestion d’eau 3790 dans la littérature primaire ou d’autres sources (p. ex., l’EPA Wildlife Exposure 3791 Factors Handbook, USEPA, 1993). 3792

• Les diverses proportions du régime de tout récepteur qui consomme plus d’un 3793 type d’aliments. Les proportions du régime alimentaire sont hautement tributaires 3794 de chaque site et varient selon les saisons. Pour les sites nécessitant une 3795 estimation précise du risque, on doit recueillir des renseignements propres au site. 3796

• Les concentrations de contaminants dans le sol, les sédiments, l’eau et chaque 3797 aliment. Tel que mentionné à la section 3.2, il est préférable de mesurer les 3798 concentrations de contaminants dans chaque milieu, mais on peut aussi les 3799 estimer. Les tissus à échantillonner doivent correspondre aux habitudes de 3800 consommation. Au moins trois éléments sont à considérer à ce sujet : 3801

o S’il faut utiliser l’animal entier (p. ex., petit mammifère) pour l’analyse, 3802 ou seulement des parties de l’animal. Lorsqu’il est peu probable que le 3803 récepteur consomme (et digère) certains tissus comme les os ou les 3804 plumes, il peut être approprié d’exclure ces tissus des analyses en 3805 laboratoire. 3806

o S’il faut dépurer (c.-à-d. vider le tube digestif) les tissus avant l’analyse, ce 3807 qui s’applique aux lombrics ou aux organismes filtreurs qui ingèrent des 3808 volumes de sol ou de sédiments, mais n’en digèrent que les éléments dont 3809 ils se nourrissent. Par défaut, il serait plus prudent de ne pas dépurer (sauf 3810 pour les substances bioaccumulables)34. Toutefois, l’évaluateur du risque 3811 doit être conscient que les contaminants liés au sol ou aux sédiments ne 3812 sont pas nécessairement biodisponibles pour les consommateurs de niveau 3813 trophique supérieur. 3814

o S’il faut laver les tissus avant l’analyse. Cette mesure s’applique à tous les 3815 organismes comme les invertébrés ou, en particulier, aux mammifères à 3816 fourrure. Le lavage enlève le sol pris dans la fourrure, ce qui est acceptable 3817

34 La dépuration n’est pas non plus recommandée comme méthode par défaut lorsque des aliments sont utilisés directement comme mesure d’exposition externe, par exemple lorsqu’on établit une comparaison avec les RCQE pour les résidus dans les tissus aux fins de la protection des espèces fauniques consommant le biote aquatique. Au contraire, lorsqu’on prélève et analyse des tissus pour mesure l’exposition interne de l’organisme même, la technique de dépuration est habituellement appropriée (voir la sous-section 3.3.2).

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du moment que l’estimation des taux d’ingestion accidentelle de sol tient 3818 compte de cette voie d’ingestion de sol. 3819

• La teneur en eau du sol, des sédiments et des aliments, afin qu’on puisse effectuer 3820 les conversions (au besoin) entre les taux d’ingestion et les concentrations de CP 3821 dans les aliments. Peu importe que les données soient exprimées en poids sec ou 3822 en poids humide, il est essentiel d’harmoniser les unités lorsqu’on calcule la dose 3823 totale. Il faut faire mesurer la teneur en eau en laboratoire, ou la déduire de la 3824 littérature primaire. 3825

• L’étendue du domaine vital et de l’aire d’alimentation de chaque récepteur par 3826 rapport à l’étendue du site (ou de la portion pertinente du site). Il faut estimer 3827 l’étendue du domaine vital d’après les données figurant dans la littérature récente, 3828 mais elle peut être ajustée si un biologiste professionnel de la faune le juge à 3829 propos (p. ex., si la qualité de l’habitat est faible en zone non perturbée ou non 3830 contaminée, le domaine vital est possiblement de grande dimension; de la même 3831 manière, un habitat de bonne qualité peut signifier un domaine vital de petite 3832 dimension). Une évaluation préalable prudente peut poser comme hypothèse que 3833 le récepteur passe tout son temps sur le site. Lorsque l’étendue du domaine vital 3834 dépasse l’étendue du site, une évaluation plus réaliste pourrait cependant répartir 3835 l’exposition entre le site et l’extérieur du site (ce qui nécessite des données sur 3836 l’exposition en dehors du site). Cela est tout particulièrement important pour les 3837 gros mammifères et les autres récepteurs qui ne passent peut-être que très peu de 3838 temps sur le site. 3839

• D’autres facteurs d’ajustement de la dose compte tenu d’une biodisponibilité 3840 partielle (ou de tout autre facteur qu’on soupçonne avoir une incidence sur la dose 3841 réelle) peuvent être appliqués dans les modèles plus réalistes. La plupart des VTR 3842 découlent d’études effectuées sur des formes de contaminants très biodisponibles 3843 (p. ex., sels métalliques solubles) qui peuvent entraîner une surestimation de la 3844 disponibilité réelle dans le milieu en cause. En l’absence de renseignements 3845 spécifiques sur la biodisponibilité, l’évaluateur du risque doit supposer une 3846 biodisponibilité de 100 %, malgré le fait que cela entraînera une surestimation de 3847 l’exposition. 3848 3849

Modèles de réseau trophique – Il 3850 s’agit de modèles simples permettant 3851 de calculer la dose totale et pouvant 3852 être intégrés à une feuille de calcul. On 3853 trouvera dans l’encadré, à la fin de la 3854 présente sous-section, des équations 3855 qui pourraient servir à cette fin. Dans le 3856 cas des modèles complexes qui couvrent plusieurs CP, plusieurs récepteurs et plusieurs 3857

Concept clé : Les modèles de réseau trophique sont constitués d’une série d’équations utilisables dans une feuille de calcul, mais pour des modèles plus complexes, il vaudra mieux réaliser un programme informatique.

3-17

zones distinctes dans un même site, il vaudra mieux réaliser un programme informatique 3858 qu’utiliser une feuille de calcul. Par exemple, pour ne pas répéter une formule dans une 3859 feuille de calcul, mieux vaut entrer les données sur une feuille de calcul ou dans un 3860 fichier, utiliser un langage de programmation pour lire les données et effectuer tous les 3861 calculs (p. ex., Visual Basic pour Applications, si les données sont saisies dans un fichier 3862 Microsoft Excel), puis ramener les résultats sur la feuille de calcul ou dans le fichier de 3863 données. Visual Basic pour Applications permet aussi d’exécuter d’autres logiciels qui 3864 sont utiles pour des fonctions particulières (p. ex., Crystal Ball pour les modèles 3865 probabilistes). On trouve également des progiciels qui sont conçus expressément pour les 3866 évaluations de risque (p. ex., GoldSim). Il peut valoir la peine d’utiliser plus d’une 3867 méthode d’estimation de la dose totale pour détecter les erreurs (c.-à-d. mécanisme 3868 d’AQ/CQ pour vérifier le modèle). 3869

3870

3-18

3871

Concept clé : Les modèles de réseau trophique peuvent prendre la forme d’une série d’équations dans une feuille de calcul. Voici un exemple d’une telle série d’équations :

1. Taux d’ingestion d’aliments – Lorsqu’on ne connaît pas les taux d’ingestion d’aliments (IA, kg p.s./kg p.h./jour) pour un récepteur donné, il est possible de les estimer au moyen d’équations allométriques comme celles qui sont décrites dans Nagy (1987) pour différentes guildes alimentaires :

bPCaIA ×= (Éq. 1) dans laquelle : PC représente le poids corporel moyen de l’organisme (g, p.h.). a et b sont les constantes propres à divers groupes de vertébrés terrestres. Les taux d’ingestion d’aliments exprimés en poids sec peuvent être convertis en poids humide (IA, kg p.h./kg p.h./jour) à l’aide de l’équation 2 :

( )humideA régime1

IAI −= (Éq. 2)

dans laquelle : régimehumide (fraction sans unité) représente la teneur en eau moyenne pondérée dans le régime alimentaire de l’animal, en fonction des teneurs mesurées dans les tissus prélevés au site ou des valeurs tirées de la littérature.

2. Taux d’ingestion de sol et de sédiments – Les taux d’ingestion de sol et de sédiments (IS, kg p.s./kg p.h./jour) sont fondés sur la fraction estimée d’ingestion accidentelle lorsque l’animal se nourrit. Lorsqu’ils ne sont pas connus pour un récepteur donné, il est possible de les dériver du taux d’ingestion d’aliments au moyen de l’équation suivante :

φ×= IAIS (Éq. 3) dans laquelle : IA (kg p.s./kg p.h./jour) est le taux d’ingestion d’aliments en poids sec. φ est la fraction de sol ou de sédiment ingérés accidentellement lorsque l’animal se nourrit.

3. Taux d’ingestion d’eau – Lorsqu’on ne connaît pas les taux d’ingestion d’eau (IE, L/kg p.h./jour) pour un récepteur donné, il est possible de les estimer au moyen d’équations allométriques comme celles qui sont décrites dans Nagy (1987) :

bE PCaI ×= (Éq. 4)

dans laquelle : PC (kg p.h.) représente le poids corporel moyen de l’organisme. a (L/kg*kg/jour) et b (sans unité) sont des constantes propres à divers groupes de vertébrés terrestres.

4. Dose d’origine alimentaire – La dose d’absorption de contaminants par voie alimentaire (DA, mg/kg p.c./jour) est déterminée à partir de la concentration dans le régime alimentaire, au moyen de l’équation suivante :

( )∑ ××=j

AjAjAA pCID1

(Éq. 5) dans laquelle : IA (kg p.h./kg p.c./jour) représente le taux d’ingestion d’aliments. CAj (mg/kg p.h.) représente la concentration de CP dans la proie j dans le régime alimentaire du RP. pAj (sans unité) représente la proportion de la proie j dans le régime du prédateur.

(suite à la page suivante)

3-19

3872

5. Dose provenant de l’ingestion de sol (surtout pour les organismes se nourrissant en milieu terrestre) – La dose totale provenant de l’ingestion accidentelle de sol contaminé par des CP (DS, mg/kg p.c./jour) se calcule au moyen de l’équation suivante :

SSS CID ×= (Éq. 6) dans laquelle : IS (kg p.s./kg p.c./jour) représente le taux d’ingestion de sol. CS (mg/kg p.s.) représente la concentration de CP dans le sol ingéré.

6. Dose provenant de l’ingestion de sédiments (surtout pour les organismes se nourrissant en milieu aquatique) – La dose totale provenant de l’ingestion accidentelle de sédiments contaminés par des CP (DSÉD, mg/kg p.c./jour) se calcule au moyen de l’équation suivante :

SÉDSSÉD CID ×= (Éq. 7) dans laquelle : IS (kg p.s./kg p.c./jour) représente le taux d’ingestion de sédiments. CSÉD (mg/kg p.s.) représente la concentration de CP dans les sédiments ingérés.

7. Dose provenant de l’eau ingérée – La dose totale de CP provenant de l’eau consommée (DE, mg/kg p.c./jour) se calcule au moyen de l’équation suivante :

EEE CID ×= (Éq. 8) dans laquelle : IE (L/kg p.c./jour) représente le taux d’ingestion d’eau. CE (mg/L) représente la concentration de CP dans l’eau.

8. Dose totale avant ajustement – La dose totale avant ajustement (DTAA, mg/kg p.h./jour) peut être calculée en additionnant les doses de chaque milieu : aliment, sol, sédiments, eau.

ESÉDSATAA DDDDD +++= (Éq. 9) dans laquelle : DA (mg/kg p.h./jour) est la dose provenant des aliments. DS (mg/kg p.h./jour) est la dose provenant du sol. DSÉD (mg/kg p.h./jour) est la dose provenant des sédiments. DE (mg/kg p.h./jour) est la dose provenant de l’eau.

9. Facteur d’ajustement de la dose – Le facteur d’ajustement de la dose peut être calculé en fonction du territoire/aire d’alimentation, de la qualité de l’habitat et de la biodisponibilité des CP.

α×= FAAFAD (Éq. 10) dans laquelle : FAA (sans unité) est le facteur de l’aire d’alimentation, qui représente la superficie du site chevauchant le territoire ou l’aire d’alimentation de l’espèce. α (sans unité) représente l’efficacité de l’absorption alimentaire d’une substance chimique donnée et peut être considérée comme la proportion de cette substance qui est absorbée par le tractus intestinal par rapport à la quantité totale ingérée. Puisque de nombreuses études recensées dans la littérature sont fondées sur des valeurs d’efficacité alimentaire inférieures à 1, la valeur choisie devra tenir compte de l’efficacité d’absorption alimentaire par rapport à l’étude ou aux études sur lesquelles est basée la VTR. La valeur ne tient pas compte de la différence de disponibilité dans le sol et dans divers types d’aliments.

10. Dose totale ajustée – La dose totale ajustée (DTA, mg/kg p.h./jour) se calcule en multipliant la dose non ajustée par le facteur d’ajustement de la dose.

FADDD TAATA ×= (Éq. 11) dans laquelle : DTAA est la dose totale d’origine alimentaire avant ajustement (mg/kg p.h./jour) d’une substance chimique donnée. FAD est le facteur d’ajustement de la dose (sans unité).

3-20

3.4. Au-delà des estimations ponctuelles de l’exposition 3873

Pour les récepteurs qui sont relativement immobiles (p. ex., les invertébrés et les plantes), 3874 l’évaluation de l’exposition se fait habituellement de façon spatialement explicite. On 3875 peut procéder par application directe des mesures propres à une station pour représenter 3876 une unité de gestion (cellule de grille), ou utiliser de multiples mesures afin de générer 3877 une surface modélisée de l’exposition. 3878

L’estimation de l’exposition pose davantage de difficultés dans le cas des espèces 3879 sauvages, comme les oiseaux et les mammifères, et des organismes aquatiques et 3880 semi-aquatiques mobiles (poissons, amphibiens). Dans les évaluations préalables du 3881 risque, on applique souvent le principe de la concentration au point d’exposition (ou 3882 concentration d’exposition estimative), qui équivaut à une estimation ponctuelle prudente 3883 de la concentration chimique (ou dose) disponible pour un milieu ou une voie 3884 d’exposition donnés. Les modèles simples peuvent utiliser les concentrations maximales 3885 dans chaque milieu pour représenter la concentration au point d’exposition, ou employer 3886 d’autres mesures statistiques (p. ex., la LSICM à 95 % ou le 90e percentile), selon le 3887 nombre d’échantillons. 3888

La méthode simplifiée de l’estimation ponctuelle décrite ci-dessus comporte des 3889 inconvénients, dont les suivants : 3890

• cette méthode ne tient pas compte de la position spatiale relative des récepteurs et 3891 des milieux contaminés (en raison des préférences d’habitat, des habitudes de 3892 migration, etc.), qui peut avoir une grande incidence sur les estimations de 3893 l’exposition; 3894

• il y a une trop grande dépendance à l’égard des valeurs extrêmes (maximales) 3895 dans le calcul des concentrations au point d’exposition. 3896

La méthode de l’estimation ponctuelle suppose que les récepteurs ont un accès égal et 3897 aléatoire à toutes les zones d’une unité d’exposition, et qu’ils sont répartis uniformément 3898 dans cette unité. Or, ces conditions se produisent rarement dans les milieux naturels. 3899

Les estimations ponctuelles de l’exposition peuvent être améliorées par l’application de 3900 méthodes probabilistes (voir les sous-sections 5.3.6 et 5.6.3) et par l’intégration de 3901 données spatiales, comme il est indiqué ci-dessous. 3902

3.4.1. Méthodes spatiales partiellement explicites 3903

Plusieurs méthodes peuvent être employées lorsque l’utilisation de statistiques sommaires 3904 entraîne un degré d’incertitude inacceptable. Pour obtenir un meilleur réalisme spatial, on 3905 peut utiliser des méthodes plus avancées, notamment : 3906

• Répartir l’exposition entre plusieurs sources selon la probabilité d’utilisation. Par 3907 exemple, dans le cas de l’eau destinée à la consommation, on pourrait répartir 3908

3-21

l’exposition entre plusieurs sources utilisées par un récepteur en se basant sur une 3909 évaluation de la probabilité d’utilisation de l’eau. 3910

• Pour les sols ou les sédiments dont l’utilisation est possiblement liée à l’espace, 3911 une pondération basée sur l’emplacement de l’échantillon de sol est parfois utile. 3912 Par exemple, pour estimer l’ingestion accidentelle de sol, on peut pondérer les 3913 échantillons de sol en fonction de leur « zone d’influence » spatiale et/ou de leur 3914 probabilité relative d’utilisation par un récepteur, en se fondant sur l’évaluation 3915 des préférences en matière d’habitat (c.-à-d. qu’il y aura moins d’ingestion 3916 accidentelle de sol dans les zones moins fréquentées). Le résultat de cette 3917 pondération peut être une concentration moyenne pondérée spatialement (CMPS), 3918 utilisée dans le cadre d’une ÉRÉ pour l’évaluation de l’ingestion accidentelle. 3919 Une telle approche nécessite habituellement la superposition des données sur le 3920 sol et des polygones d’habitat au moyen d’un système d’information 3921 géographique (SIG). 3922

• Pour estimer l’ingestion de contaminants par voie alimentaire, on peut pondérer 3923 les concentrations mesurées dans les aliments à différents endroits du site en 3924 fonction de leur probabilité relative d’être consommés, compte tenu des 3925 préférences en matière d’habitat (p. ex., la pondération d’un échantillon de tissu 3926 d’insecte prélevé à un endroit peut être deux fois plus élevée que celle d’un 3927 échantillon prélevé dans un habitat deux fois moins intéressant pour un récepteur 3928 insectivore). 3929

• On peut utiliser le modèle de courbes (Freshman et Menzie, 1996) pour décrire 3930 l’exposition d’espèces sauvages qui se nourrissent dans un site contaminé. La 3931 méthode repose sur le classement des mesures de la contamination et la prise en 3932 compte du domaine vital (aire d’alimentation) de l’espèce à l’étude. Cette 3933 méthode tient compte de la distribution des mesures de concentration (fréquence 3934 et ampleur), mais non des habitudes d’alimentation ou des préférences en matière 3935 d’habitat. 3936

Tous ces types d’améliorations visent à prendre en compte les données spatiales, et 3937 l’évaluateur du risque doit les appliquer lorsque le degré de précision requis pour 3938 l’estimation du risque justifie qu’il le fasse. 3939

3.4.2. Méthodes spatiales explicites 3940

Aucun des raffinements décrits à la sous-section 3.4.1 ne permet d’obtenir un modèle 3941 d’exposition vraiment explicite pour les caractéristiques spatiales. Les modèles 3942 d’exposition qui sont vraiment explicites à ce chapitre visent à simuler le comportement 3943 spatial des individus sur un site, compte tenu des habitats et des autres facteurs qui ont 3944 une incidence sur l’utilisation du site. C’est la seule façon de saisir de façon réaliste la 3945 variabilité de l’exposition dans une population d’animaux. 3946

3-22

Grâce aux progrès des SIG, il est plus facile de prendre en compte explicitement la 3947 distribution hétérogène des récepteurs, leurs habitats et la contamination. Il existe 3948 davantage d’outils permettant d’intégrer ces caractéristiques spatiales aux évaluations du 3949 risque écotoxicologique, bien qu’on les utilise plutôt dans les évaluations de risque 3950 complexes et de grande envergure. 3951

Il existe des modèles qu’on peut adapter à certains sites (p. ex., le Spatially Explicit 3952 Exposure Model [modèle d’exposition spatialement explicite] ainsi que d’autres modèles 3953 commentés par Loos et coll. [2010] et Wickwire et coll. [2011]), mais leur flexibilité est 3954 souvent limitée et il n’y a pas encore eu d’application généralisée de tels modèles ( pour 3955 plus de détails, voir Hope et coll. [2011] et Wickwire et coll. [2011]). 3956

3957

4. ÉVALUATION DES EFFETS 3958



L’évaluation des effets a pour 3961 objectif général de caractériser la 3962 nature des effets causés par 3963 chaque CP dans des conditions 3964 d’exposition particulière à chaque 3965 RP. Cette caractérisation, souvent 3966 appelée profil de réponse, est 3967 requise pour chaque combinaison 3968 CP/ÉDP. À noter que pour 3969 certains ÉDP (p. ex., essais de 3970 toxicité sur des mélanges de 3971 contaminants), il se peut qu’on 3972 puisse caractériser uniquement la 3973 réponse à ce mélange. 3974

Il existe diverses façons (non 3975 mutuellement exclusives) 3976 d’utiliser l’information sur les 3977 effets dans l’évaluation du 3978 risque : 3979

• Déterminer une valeur toxicologique de référence (VTR) : On utilise 3980 fréquemment les VTR dans la méthode des quotients de danger (QD) pour la 3981

Concept clé : L’information sur les effets, de même que celle sur l’exposition, est un intrant pour chaque élément de preuve d’une ÉRÉ. Les données sur les effets et sur l’exposition doivent être exprimées en unités compatibles permettant l’intégration des résultats à l’étape de caractérisation du risque.

Définitions :

Le profil de réponse est la relation qui existe entre les concentrations ou doses de CP et les effets écotoxicologiques.

La valeur toxicologique de référence est définie, de manière générale, comme une concentration ou une dose d’exposition qui ne devrait pas entraîner un niveau inacceptable d’effets sur un récepteur exposé à un CP.

4-23

caractérisation du risque (voir la sous-section 5.3.1 pour plus de détails), par 3982 comparaison avec les estimations de l’exposition. 3983

• Établir la relation concentration-réponse (ou dose-réponse) : Ces relations peuvent 3984 servir à estimer directement le niveau d’effets pour une concentration 3985 d’exposition donnée, ou d’établir une VTR pour un niveau d’effets donné. 3986

• Élaborer un objectif d’assainissement propre au site, dans le cas d’un site où une 3987 première ÉRÉ a révélé qu’une gestion des risques est justifiée, à l’aide : a) d’une 3988 VTR (premier point ci-dessus) fondée sur la littérature existante ou des données 3989 propres au site; ou, b) d’une relation concentration-réponse (deuxième point 3990 ci-dessus) fondée sur la littérature existante ou des données propres au site. 3991

Pour chaque élément de preuve (ÉDP) évalué dans une ÉRÉ, on établit, d’une ou de 3992 plusieurs façons, une correspondance entre l’exposition et les effets. Par conséquent, 3993 l’évaluation des effets n’est pas une étape isolée de l’ÉRÉ, mais est réalisée pour chaque 3994 ÉDP. Ce qui est important, c’est que même si les détails de l’évaluation des effets font 3995 l’objet de la présente section, il faut bien les comprendre et les formuler à l’étape de 3996 l’énoncé du problème en vue de la conception et la planification de l’ÉRÉ. 3997

4.1.2. Vue d’ensemble de l’évaluation des effets 3998

L’évaluation des effets utilisée pour élaborer tout élément de preuve comprend 3999 généralement les éléments suivants (les quatre premiers éléments ayant été déterminés 4000 dans le cadre de l’énoncé du problème) : 4001

• Déterminer quel type de mesure d’évaluation des effets utiliser parmi les quatre 4002 catégories suivantes : 4003

1. Études contrôlées propres au site – Couvrent les paramètres de mesure liés à 4004 des études portant sur l’exposition d’organismes d’essai à un milieu 4005 contaminé, dans des conditions contrôlées. Cette catégorie comprend les 4006 essais de toxicité effectués : en laboratoire sur les échantillons prélevés au site 4007 même; sur le terrain (in situ); ou en laboratoire et sur le terrain. Elle comprend 4008 aussi les protocoles d’essai normalisés et les techniques exploratoires, comme 4009 les évaluations de l’identification de la toxicité. 4010

2. Information indirecte issue d’études contrôlées – Couvrent les renseignements 4011 toxicologiques recueillis dans d’autres sites (ou d’études en laboratoire), en 4012 tenant pour acquis que la relation concentration-réponse est similaire ou peut 4013 être estimée à partir de données recueillies dans d’autres sites. On extrapole 4014 les résultats pour le site étudié, en tenant compte des profils de contamination, 4015 des similitudes en matière d’habitat et des facteurs qui peuvent influer sur la 4016 biodisponibilité relative (p. ex., spéciation chimique, teneur en carbone 4017 organique ou en lipides, taille des particules, salinité, etc.). Les preuves 4018 toxicologiques indirectes peuvent prendre de nombreuses formes, allant de 4019

4-24

lignes directrices générales sur la qualité de l’environnement fondées sur le 4020 contenu des bases de données toxicologiques jusqu’aux relations 4021 concentration-réponse tirées de la littérature ou d’études ciblées effectuées 4022 pour d’autres sites. 4023

3. Études sur le terrain propres au site – Couvrent l’évaluation directe des 4024 conditions biologiques d’un site par rapport à la mesure de l’exposition. Cette 4025 catégorie peut comprendre des paramètres à l’échelle du suborganisme (p. ex., 4026 indicateurs histopathologiques), de l’organisme (p. ex., mortalité, croissance, 4027 malformations, érosions, lésions et tumeurs), de la population (p. ex., nombre 4028 et proportion d’organismes indicateurs, indices vitaux) et de la communauté 4029 (p. ex., diversité, distribution des groupes taxonomiques). 4030

4. Information indirecte issue d’études sur le terrain – Couvrent l’évaluation 4031 indirecte des conditions biologiques, par extrapolation des connaissances 4032 acquises dans d’autres sites. Comme dans le cas des études toxicologiques, les 4033 preuves biologiques doivent être ajustées aux conditions du site en tenant 4034 compte du degré d’exposition et de la pertinence écologique. Compte tenu de 4035 la variabilité écologique naturelle, l’information biologique indirecte ne 4036 suffirait presque jamais à elle seule à caractériser les risques dans le cadre 4037 d’une ÉRÉ détaillée. 4038

• Établir si l’interprétation des données sur les effets se fait par rapport à un 4039 niveau d’effet acceptable (NEA; [p. ex., pour établir une VTR]) ou sans NEA 4040 prédéterminé (p. ex., pour estimer l’ampleur réelle de l’effet et laisser aux 4041 gestionnaires du risque le soin de déterminer 4042 ce qui est « acceptable » ou 4043 « inacceptable »). 4044

• Déterminer comment les mélanges de 4045 contaminants seront pris en compte. Alors 4046 que chaque combinaison CP/RP doit 4047 s’accompagner d’un profil de réponse, un 4048 seul profil de réponse peut s’appliquer 4049 simultanément à plusieurs CP, si on utilise 4050 les mesures appropriées. Les mesures 4051 d’évaluation des effets propres au site (p. ex., 4052 essais de toxicité ou relevés biologiques) 4053 permettent de tenir compte explicitement des 4054 mélanges chimiques présents sur le site et 4055 d’intégrer ainsi toutes les interactions. En 4056 conséquence, on recommande habituellement 4057 des méthodes propres au site lorsque c’est 4058 possible. 4059

Concept clé : Le profil de réponse doit tenir compte des conditions d’exposition qui correspondent à celles qu’on s’attend à retrouver sur le site. Outre l’intensité, la durée et la distribution spatiale de l’exposition, ces conditions concernent également les données propres au CP (p. ex., forme du CP, congénères vs BPC totaux, etc.) et les facteurs qui influent sur la biodisponibilité (voir la section 3.3.) Il est préférable d’inclure des mesures d’évaluation des effets qui intègrent les conditions d’exposition propres à un site, car elles sont habituellement plus réalistes et moins entachées d’incertitude.

4-25

• Déterminer le type de profil de réponse à élaborer compte tenu de la nature des 4060 données disponibles sur les effets : 4061

1. Profil de réponse continu – Ce profil décrit comment les effets (c.-à-d. 4062 l’ampleur de la réponse) varient dans une plage de degrés d’exposition 4063 réalistes. On peut utiliser ce profil directement pour caractériser le risque 4064 (p. ex., pour évaluer le niveau d’effets réel associé à un degré donné 4065 d’exposition), ou pour générer une valeur toxicologique de référence (VTR) 4066 en fonction d’une ampleur de réponse ciblée (p. ex., quel degré d’exposition 4067 correspond à 20 % de réponse indésirable?). La compréhension de la relation 4068 exposition-réponse facilite également l’interprétation des effets potentiels si 4069 l’exposition prédite dépasse une VTR lors de la caractérisation du risque. 4070

2. Profil de réponse discret – Ce profil correspond aux situations où l’on dispose 4071 de peu de données sur les effets (p. ex., si on trouve peu de données sur les 4072 effets sur la faune dans la littérature pour certains CP) ou lorsque les effets 4073 s’appliquent seulement à certains scénarios d’exposition (c.-à-d. à certaines 4074 zones du site). Cela peut se produire avec un plan d’étude contrôle-impact 4075 (p. ex., lorsqu’on détermine si une zone contaminée diffère d’une condition de 4076 référence) ou un plan par gradient avec des niveaux d’impact distincts, ou 4077 lorsqu’on étudie divers mélanges complexes de contaminants au moyen de 4078 mesures sur les effets propres au site (p. ex., essais de toxicité ou relevés 4079 biologiques). Dans le premier cas (c.-à-d. quand on dispose de peu de 4080 données), on peut encore générer une VTR à partir du profil de réponse 4081 discret, mais elle ne coïncidera peut-être pas avec l’ampleur de l’effet ou la 4082 condition d’exposition souhaitée. 4083

• Élaborer des profils de réponse pour chaque combinaison CP/RP, ou selon le cas 4084 (p. ex., pour des mélanges de contaminants), si des profils particuliers CP/RP ne 4085 sont pas réalisables ni appropriés. 4086

• Caractériser les incertitudes relatives aux effets en évaluant les répercussions de 4087 l’incertitude au moyen d’une analyse de la sensibilité et, au besoin, en intégrant 4088 les incertitudes dans l’évaluation des effets (p. ex., au moyen de méthodes 4089 probabilistes). 4090

Le résultat de l’évaluation des effets est une mesure qu’on peut associer aux estimations 4091 de l’exposition pour obtenir une preuve sous la forme d’un ÉDP. Il est de toute première 4092 importance que l’évaluateur du risque conceptualise en même temps l’information sur 4093 l’exposition et celle sur les effets (à l’étape de l’énoncé du problème), afin de pouvoir les 4094 intégrer efficacement. 4095

La suite du présent chapitre est organisée comme suit : 4096

La section 4.2 décrit les principales méthodes d’évaluation des effets. 4097

La section 4.3 traite de l’application de ces méthodes à des groupes de récepteurs donnés. 4098 4-26

La section 4.4 traite des options pour aller au-delà des estimations ponctuelles de toxicité. 4099

La section 4.5 traite du rôle des facteurs d’incertitude dans l’évaluation des effets. 4100

4.2. Catégories de mesures pour l’évaluation des effets 4101

La présente section porte sur les mesures d’évaluation des effets, réparties selon les 4102 quatre grandes catégories d’éléments de preuve présentées à la sous-section 4.1.2 4103 (exemples au tableau 4-1; plus de détails au chapitre 5) : 4104

• Études contrôlées propres au site 4105

• Information indirecte issue d’études contrôlées 4106

• Études sur le terrain propres au site 4107

• Information indirecte issue d’études sur le terrain. 4108

4109

4-27

Tableau 4-1. Exemples de mesures d’évaluation des effets et catégories 4110

Type d’étude

Source d’information sur la dose-

réponse Type d’éléments

de preuve Exemples de mesures pertinentes

Contrôlée Site d’intérêt (1) Propre au site, études contrôlées

Essai en laboratoire sur la germination dans des sols prélevés sur le site; étude sur des moules d’élevage; essai sur la métamorphose des amphibiens avec des larves prélevées dans une mare printanière du site; essai in situ sur la survie et la croissance de Hyalella; essai en laboratoire sur la croissance et la survie des poissons aux premiers stades de vie.

Contrôlée Ligne

directrice (2) Indirect, études

contrôlées

Ligne directrice sur la qualité de l’eau découlant d’essais sur les espèces les plus sensibles; ligne directrice sur la qualité des sédiments d’après une base de données de cooccurrences (BEDS); ligne directrice sur la qualité des sols pour la protection des processus microbiens.

Contrôlée

Littérature scientifique/

Compendium (2) Indirect, études

contrôlées

Seuil CEx tiré de la base de données Ecotox; valeur toxicologique de référence axée sur la dose aviaire tirée de Eco-SSL; charge critique basée sur une recherche documentaire; répartition de la sensibilité des espèces.

Contrôlée Autre site (2) Indirect, études

contrôlées

Utilisation d’un seuil pour le taux de reproduction tiré d’une étude sur l’alimentation de visons en captivité menée pour un autre site sur des poissons prélevés à cet endroit.

Terrain Site d’intérêt (3) Propre au site, études de terrain

Recensement des organismes d’une communauté benthique; résultats d’une évaluation du taux de reproduction et de production; chez le saumon relevé des petits mammifères (densité, biomasse, migration nette); recensement des espèces dans un quadrat ou le long d’un transect de végétation.

Terrain

Littérature scientifique/

Compendium (4) Indirect, études

de terrain

Résumé de la littérature scientifique sur les concentrations dans l’eau associées à la réduction de la richesse en invertébrés épibenthiques. Résumé de la littérature scientifique sur le lien entre les concentrations moyennes de CP dans les sédiments et l’incidence de tumeurs chez le poisson.

Terrain Autre site (4) Indirect, études

de terrain

Étude sur la reproduction de l’hirondelle bicolore (par évaluation des nichoirs) au site A qui peut servir à l’évaluation des effets potentiels sur les espèces aviaires du site B, en supposant une certaine uniformité de réaction pour une mesure d’exposition normalisée.

4111 4-28

Ces catégories de mesures se distinguent de deux façons : 4112

• Elles sont propres à chaque site ou indirectes, selon qu’elles portent sur les effets 4113 dans le milieu d’exposition (ou sur les récepteurs) du site, in situ ou ex situ, ou 4114 qu’elles s’appuient sur des données publiées sur les effets (p. ex., résultats de 4115 recherche publiés; documentation parallèle; données sur d’autres sites 4116 contaminés). 4117

• Ces mesures sont contrôlées ou prises sur le terrain. Cette distinction nous dit 4118 essentiellement si la mesure fait intervenir des manipulations expérimentales pour 4119 contrôler les variables environnementales, afin que les traitements ne diffèrent 4120 que par leur exposition aux CP (p. ex., essai sur la croissance du poisson, en 4121 laboratoire ou sur le terrain – dans des bassins – dans l’eau du site), ou bien si elle 4122 quantifie les effets associés à une exposition naturelle (p. ex., étude d’une 4123 communauté d’invertébrés benthiques ou relevé d’une population de petits 4124 mammifères). La distinction devient plus floue quand on réalise des essais très 4125 réalistes sur le terrain, mais, en pratique, ceux-ci sont rares. 4126

Les types de mesures utilisées pour l’évaluation des effets ne s’excluent pas 4127 mutuellement. Comme nous le recommandons à la sous-section 4.2.4, l’évaluateur du 4128 risque d’utiliser plus d’un type de mesure pour évaluer les effets, y compris pour un 4129 même paramètre d’évaluation. La décision relative au type de mesures d’évaluation des 4130 effets à utiliser dépend partiellement de ce qui suit : 4131

• le degré de rigueur nécessaire pour éclairer la prise de décision; 4132

• les ressources requises pour utiliser la mesure adéquatement; 4133

• l’accessibilité et la qualité de l’information (p. ex., les études publiées); 4134

• le degré de confiance relatif au rendement probable de la mesure (c.-à-d. la facilité 4135 d’extrapolation au paramètre d’évaluation et aux incertitudes associées); 4136

• l’existence de données correspondantes sur l’exposition auxquelles il serait 4137 possible de combiner ou d’intégrer les résultats des mesures des effets. 4138

Quels que soient les types de mesures utilisées pour évaluer les effets, il est de toute 4139 première importance de les préciser dans l’énoncé du problème, au moment de 4140 déterminer les éléments de preuve retenus pour l’ÉRÉ. 4141

4142

4-29

4.2.1. Études contrôlées propres au site 4143

Les études contrôlées propres au site servent à vérifier 4144 directement si l’exposition au milieu contaminé (p. ex., 4145 eau, sédiments, sol) d’un site entraîne des effets nocifs 4146 chez les organismes d’essai dans des conditions 4147 contrôlées. Ce dernier point est une distinction 4148 importante par rapport aux études sur le terrain car, en 4149 contrôlant les variables environnementales, le milieu 4150 d’essai devient la principale variable indépendante (c.-à-4151 d. descriptive), et les paramètres de l’essai deviennent 4152 les variables dépendantes (c.-à-d. les résultats). 4153

Même si toutes les options de ce type de mesure font intervenir une certaine forme de 4154 manipulation expérimentale pour réduire l’influence des facteurs non chimiques sur le 4155 résultat de l’essai, elles varient quant à leur capacité de représenter correctement la 4156 réalité. À une extrémité de cet éventail, on trouve les essais normalisés de toxicité en 4157 laboratoire (c.-à-d. l’exposition ex situ au milieu), dans lesquels on apporte un échantillon 4158 du milieu au laboratoire et on l’analyse dans des conditions contrôlées selon un protocole 4159 minutieux. Ces essais sont de loin les plus courants et ils constituent le principal sujet 4160 d’intérêt du présent guide. À l’autre extrémité se trouvent les études toxicologiques in 4161 situ conçues expressément pour le site étudié. 4162

Les essais en laboratoire dans des conditions contrôlées sont valables, car ils permettent 4163 d’isoler un mécanisme toxique qui pourrait passer inaperçu dans un milieu naturel. Il 4164 s’ensuit que les essais en laboratoire tendent à être plus précis, quoique pas 4165 nécessairement plus exacts (pertinents) pour ce qui est de décrire le paramètre 4166 d’évaluation. Comme les types d’erreurs qu’on retrouve dans les essais de toxicité 4167 diffèrent du point de vue qualitatif de ceux des études sur le terrain, il vaut mieux ne pas 4168 comparer les résultats concentration-réponse au moyen d’un seul coefficient de 4169 détermination (r2) ou d’une autre mesure purement statistique. Il faut plutôt que 4170 l’évaluation des incertitudes des essais en laboratoire tienne compte à la fois des mesures 4171 numériques de l’incertitude (p. ex., la variabilité entre les répétitions) et de l’incertitude 4172 associée à l’extrapolation des résultats obtenus en laboratoire aux conditions sur le 4173 terrain. 4174

Plusieurs options s’offrent lorsque le degré de réalisme environnemental des essais de 4175 toxicité habituels est insuffisant pour obtenir un profil de réponse adéquat (p. ex., si 4176 l’installation physique pour procéder à l’essai n’est pas appropriée ou si la manipulation 4177 de l’échantillon du milieu d’exposition ciblé risque d’augmenter ou de diminuer la 4178 biodisponibilité du CP). Voici quelques exemples de modification des essais de toxicité 4179 pour augmenter le réalisme environnemental : 4180

Concept clé : Les évaluations toxicologiques contrôlées propres au site servent à vérifier directement si l’exposition au milieu contaminé (p. ex., eau, sédiments, sol) d’un site produit des effets nocifs chez les organismes soumis à des essais dans des conditions contrôlées.

4-30

• Modification des protocoles normalisés (p. ex., installation physique de l’essai) en 4181 vue d’augmenter le réalisme du test en laboratoire. Par exemple, on pourrait 4182 augmenter le nombre de renouvellements de l’eau sus-jacente afin de mieux 4183 refléter un environnement où l’eau circule. 4184

• Installations d’essais temporaires sur le site (p. ex., installation dans laquelle l’eau 4185 circule sans interruption et provient directement d’une zone ciblée). 4186

• Étude toxicologique in situ (p. ex., avec installation de confinement comme des 4187 enceintes ou des mésocosmes). 4188

Un autre type de test de toxicité spécialisé propre au site est l’évaluation de 4189 l’identification de la toxicité (ÉIT). Il s’agit de manipulations physiques/chimiques d’un 4190 échantillon visant à isoler ou identifier les substances toxiques dans un milieu d’essai. 4191 Les ÉIT s’appliquent de façon itérative pour mettre progressivement le doigt sur un agent 4192 toxique particulier ou une classe précise d’agents toxiques. Une identification claire de la 4193 causalité précise de la toxicité peut réduire les incertitudes et augmenter la fiabilité des 4194 conclusions. 4195

Les essais de toxicité propres au site sont considérés comme plus utiles que l’information 4196 toxicologique indirecte pour les raisons suivantes (Suter et coll., 2000) : 4197

• On tient compte de la biodisponibilité des contaminants propre au site. 4198

• La forme du contaminant est réaliste. 4199

• On travaille simultanément sur les interactions entre les contaminants. 4200

• Il est possible de déterminer la répartition spatiale de la toxicité. 4201

• Les objectifs d’assainissement peuvent être déterminés avec plus de fiabilité. 4202

Leurs principales limites comprennent ce qui suit (Suter et coll., 2000; SAB-CS, 2008) : 4203

• Le prélèvement de l’échantillon et la préparation de l’essai risquent de modifier le 4204 milieu (en particulier pour les sédiments, mais aussi l’eau et le sol), ce qui peut 4205 avoir une incidence sur la forme et la biodisponibilité du contaminant; 4206

• Il se peut que les différences de sensibilité entre l’organisme d’essai et le RP ne 4207 soient pas connues. Cela peut être dû à une différence taxonomique ou génétique 4208 (p. ex., certaines souches de l’organisme d’essai sont connues pour être 4209 particulièrement sensibles), ou à d’autres facteurs comme l’acclimatation (p. ex., 4210 si les conditions d’entreposage avant l’essai ont une incidence sur la sensibilité de 4211 l’organisme dans les essais de toxicité pour des éléments essentiels) ou 4212 l’adaptation (p. ex., si la fonction des systèmes naturels de désintoxication de 4213 l’organisme n’est pas optimale en raison de son maintien dans de l’eau à faible 4214 teneur en métaux). 4215

4-31

• Le scénario de l’essai (p. ex., durée et installation) ne reflète peut-être pas 4216 complètement la réalité du site. 4217

• La causalité de la toxicité n’est pas connue (à moins de procéder à une ÉIT ou 4218 d’utiliser une autre méthode visant à établir les liens de causalité); 4219

• La toxicité apparente peut être due à des différences entre le milieu de référence et 4220 le milieu du site en raison de facteurs autres que les concentrations de 4221 contaminants (p. ex., taux plus élevé de nutriments, ou réponse en fonction du 4222 substrat dans le milieu de référence). 4223

• La variabilité des paramètres d’essai, en particulier les paramètres sublétaux 4224 durant une exposition chronique, peut réduire la puissance statistique pour 4225 détecter l’ampleur de l’effet ciblé. 4226

• Les coûts élevés, en particulier des essais sur les effets chroniques, peuvent 4227 nécessiter des compromis en termes d’échantillonnage spatial ou temporel. 4228

• Les effets sont mesurés sur les organismes individuels. Or, il se peut qu’on doive 4229 les extrapoler ou les utiliser pour prévoir les paramètres d’évaluation à l’échelle 4230 de la population ou de la communauté. 4231

Bon nombre de ces limites constituent des sources directes d’incertitude pour ce type de 4232 mesures. La section 5.6 traite de méthodes pour prendre en compte les incertitudes. 4233

4.2.2. Information toxicologique indirecte issue d’études contrôlées 4234

Les évaluateurs du risque peuvent tirer profit de 4235 l’importante littérature disponible en 4236 écotoxicologie. Internet a favorisé l’accès à cette 4237 information : il est possible de chercher des 4238 compilations de données en ligne, ou encore de 4239 rechercher et télécharger les ouvrages et articles 4240 originaux. Par conséquent, pour un coût 4241 relativement faible par rapport à d’autres types de 4242 mesures, il est possible de consulter une mine de 4243 renseignements pour compléter l’évaluation des 4244 effets, et ce, de plusieurs façons : 4245

• compilation de données sur les effets préliminaires à l’étape de l’énoncé du 4246 problème (voir la sous-section 2.2.4 pour plus de détails); 4247

• repérage des modèles d’effets publiés, avec références (p. ex., MLB; voir 4248 ci-dessous); 4249

• compilation de profils de réponse et dérivation des VTR. 4250

Concept clé :

L’information indirecte sur la toxicité exploite la mine de connaissances existante dans l’abondante littérature sur le sujet. Son utilisation judicieuse peut être une source efficiente de données pertinentes pour élaborer des profils de réponse.

4-32

• . 4251

Outre les limites inhérentes à l’extrapolation des résultats en laboratoire aux conditions 4252 sur le terrain (voir la sous-section 4.2.1) pour ce qui est des mesures de la toxicité 4253 propres au site, on doit également s’assurer de la pertinence de ce type de données pour le 4254 site. Voici quelques sources possibles de biais dans les données toxicologiques tirées de 4255 la littérature, et qui constituent des incertitudes pour ce type de mesures (Suter et coll., 4256 2000) : 4257

• La forme chimique utilisée dans les essais de toxicité peut être plus toxique que 4258 les formes dominantes sur le site contaminé. 4259

• On tient rarement compte des interactions entre contaminants. 4260

• Les espèces utilisées pour les essais ne représentent peut-être pas la sensibilité des 4261 RP sur le site. 4262

• Le milieu d’exposition utilisé pour les essais ne représente peut-être pas ceux 4263 qu’on retrouve sur le site. 4264

• Les conditions d’essai en laboratoire ne représentent peut-être pas les conditions 4265 sur le terrain. 4266

On peut améliorer la pertinence de l’information toxicologique indirecte en filtrant les 4267 données disponibles pour inclure les études qui se rapprochent le plus des besoins de 4268 l’ÉRÉ. Selon le contaminant, il se peut qu’un ou plusieurs paramètres accessoires 4269 énumérés aux sous-sections 3.3.1 et 3.3.2 jouent un rôle dans la détermination de la 4270 toxicité (p. ex., en modifiant la biodisponibilité). On peut réduire grandement 4271 l’incertitude en faisant correspondre adéquatement les conditions d’essai en laboratoire 4272 présentées aux conditions d’exposition réelles. Même si dans de nombreuses situations, 4273 l’évaluateur du risque doit filtrer les données (si cela est possible et pertinent), il faudrait 4274 qu’idéalement les principaux facteurs de biodisponibilité et de toxicité soient 4275 suffisamment bien compris pour soutenir la modélisation prédictive de la toxicité propre 4276 à un site donné. 4277

Certains progrès scientifiques permettraient de surmonter certaines des limitations 4278 courantes de l’information toxicologique indirecte dont nous venons de traiter. Il s’agit 4279 notamment du modèle du ligand biotique (MLB) et de l’approche axée sur les résidus 4280 dans les tissus (ART) pour les évaluations toxicologiques, dont il est question ci-dessous. 4281

Modèle du ligand biotique – La recherche des dernières décennies (p. ex., 4282 Pagenkopf, 1983; Meyer, 1999) a beaucoup fait progresser les connaissances sur la 4283 biodisponibilité des métaux et les mécanismes de toxicité tant dans les écosystèmes 4284 aquatiques (voir l’analyse de Paquin et coll., 2003) que dans les écosystèmes terrestres 4285 (voir l’analyse d’Allen, 2002). Le point culminant de cette recherche à ce jour est 4286 l’élaboration du modèle du ligand biotique (MLB), qui intègre les principales découvertes 4287 de plusieurs disciplines sur toute une gamme de facteurs qui influent sur la 4288 4-33

biodisponibilité des métaux et, en fin de compte, sur leur toxicité. La prémisse du MLB 4289 est que la toxicité est associée avec la fixation des métaux à une partie biochimiquement 4290 active de l’organisme (c.-à-d. un ligand biotique) et que cette fixation est fonction des 4291 concentrations de cations métalliques libres et de ligands complexants dans l’eau (ou la 4292 phase soluble dans les sols). Ces derniers entrent en concurrence avec le ligand biotique 4293 (c.-à-d. dans les branchies chez le poisson ou au point d’allongement des racines pour les 4294 végétaux) pour les métaux libres et d’autres cations dans l’eau (ou la phase soluble dans 4295 les sols), et ils ont ainsi une incidence directe sur la toxicité en fixant les concentrations 4296 de métaux dans le site ciblé. Un des avantages importants du MLB est qu’il prend 4297 explicitement en considération une gamme de facteurs modificateurs (p. ex., les cations 4298 concurrents) qui influent sur le profil de réponse d’un paramètre particulier. 4299

Modèle du ligand biotique en milieu aquatique – Le MLB en milieu aquatique (voir 4300 http://www.hydroqual.com/wr_blm.html pour plus de détails et des modèles à télécharger 4301 gratuitement) a donné de bons résultats dans la prévision de la toxicité aquatique aiguë du 4302 cuivre (Santore et coll., 2001), de l’argent (Paquin et coll., 1999) et du zinc (Santore et 4303 coll., 2002). Le fait que le MLB parvienne à prédire la toxicité avec précision a déjà mené 4304 à son utilisation dans l’élaboration de critères de la qualité de l’eau. Ainsi, le MLB 4305 prédomine dans les critères de l’USEPA pour le cuivre (USEPA, 2007a). Plus 4306 récemment, la recherche a surtout porté sur l’application du MLB à la toxicité chronique 4307 (De Schamphelaere et coll., 2005; Schwartz, 2007; Clifford, 2010; Schroeder et coll., 4308 2010; Peters, 2011) et aux mélanges de métaux (Kamo et Nagai, 2008), ce qui devrait se 4309 traduire par une utilisation plus fréquente du MLB en milieu aquatique pour les 4310 évaluations du risque. 4311

Modèle du ligand biotique en milieu terrestre – De récents efforts ont donné lieu à 4312 l’élaboration et à la validation de MLB destinés spécifiquement aux écosystèmes 4313 terrestres. Ainsi, Thakali et coll. ont d’abord utilisé un MLB en milieu terrestre pour 4314 prédire la toxicité du cuivre et du nickel pour l’allongement des racines d’orge dans 4315 divers sols (2006a); puis, ils ont élargi l’application à une série de paramètres 4316 toxicologiques (végétaux, invertébrés et microbes) pour une gamme de sols non calcaires 4317 provenant du territoire de l’Union européenne. Les MLB en milieu terrestres ont aussi été 4318 utilisés pour prédire la toxicité du cobalt pour les vers (Lock et coll., 2006) et l’orge 4319 (Lock et coll., 2007). Il est probable qu’on perfectionnera ces méthodes et qu’on étendra 4320 leur utilisation à d’autres métaux et paramètres toxicologiques. 4321

Approche axée sur les résidus dans les tissus – Un autre domaine qui évolue rapidement 4322 est celui de l’approche axée sur les résidus dans les tissus (ART). Un atelier Pellston de la 4323 Society of Environmental Toxicology and Chemistry (SETAC) tenu en 2007 a donné lieu 4324 à une série d’articles à la fine pointe des connaissances scientifiques sur ce sujet (Adams 4325 et coll., 2011; Escher et coll., 2011; McCarty et coll., 2011; McElroy et coll., 2011; 4326 Meador et coll., 2011; Sappington et coll., 2011). Cette approche s’appuie sur la prémisse 4327 que les concentrations mesurées dans le corps entier ou un organe en particulier (résidus) 4328 constituent une meilleure mesure de la dose pour décrire la toxicité pour les organismes 4329 4-34

http://www.hydroqual.com/wr_blm.html

que ne le sont les milieux d’exposition externes (Escher et coll., 2011). Bien que ce 4330 postulat soit plutôt intuitif (parce que la biodisponibilité des contaminants est 4331 explicitement prise en compte dans l’ART), l’approche n’est pas sans problème, en 4332 grande partie en raison de la difficulté à corréler les concentrations internes aux résultats 4333 écotoxicologiques. La variabilité des résultats écotoxicologiques et de la sensibilité des 4334 espèces est en partie attribuable aux différences dans la toxicocinétique, qui comprend 4335 plusieurs processus importants (absorption, distribution, métabolisme et excrétion 4336 [ADME]) influant sur les concentrations internes (Escher et coll., 2011). Quand la 4337 variabilité est élevée (c.-à-d. quand les concentrations internes ne sont pas 4338 proportionnelles à la concentration ou à la dose au site ciblé), la modélisation 4339 toxicocinétique peut être utile pour établir la dose cible. Une des principales difficultés 4340 liées à l’utilisation de l’ART réside dans l’accès à des données adéquates sur la relation 4341 réponse-résidu dans les tissus (Sappington et coll., 2011). Compte tenu de l’évolution de 4342 l’état des connaissances scientifiques, il serait prudent de considérer cette méthode 4343 comme un élément de preuve complémentaire (Sappington et coll., 2011). 4344

4.2.3. Études sur le terrain propres au site 4345

Les études sur le terrain propres au site évaluent 4346 directement les attributs des RP sur le terrain, 4347 éliminant ainsi bon nombre des incertitudes 4348 associées à l’information toxicologique. Ces 4349 études peuvent cibler une gamme d’attributs à 4350 l’échelle de l’individu (p. ex., croissance, taux de 4351 reproduction, taux de survie), de la population 4352 (p. ex., biomasse, abondance, densité, structure 4353 par âge) ou de la communauté (p. ex., diversité, composition en espèces, abondance, 4354 densité, biomasse), ce qui permet d’estimer directement le paramètre d’évaluation 4355 (annexe D du document du CCME de 1997; Menzie et coll., 2008; Carlsen et coll., 2008). 4356 Les comparaisons devraient se faire avec des conditions de référence ou selon des 4357 gradients d’exposition. Toutefois, contrairement aux études de toxicité effectuées dans 4358 des conditions contrôlées, où plusieurs variables environnementales sont contrôlées en 4359 vue d’isoler un « signal » lié à l’exposition, les études sur le terrain peuvent produire des 4360 résultats altérés par la variabilité naturelle attribuable à la complexité inhérente aux 4361 systèmes naturels. Il est possible de contrôler jusqu’à un certain point cette variabilité 4362 naturelle par un protocole expérimental adéquat (y compris la détermination des 4363 covariables et des facteurs de catégorisation) et une taille d’échantillonnage accrue (dans 4364 le cadre d’une étude isolée ou de plusieurs missions de surveillance). 4365

L’évaluateur du risque doit tenir compte de ce qui suit pour décider s’il est opportun 4366 d’effectuer des études sur le terrain (Suter et coll., 2000) : 4367

Concept clé :

Les études sur le terrain propres au site évaluent directement les attributs des RP sur le terrain, éliminant ainsi bon nombre des incertitudes associées à l’information toxicologique.

4-35

• Échelle – Ces études sont habituellement plus appropriées dans le cas des RP dont 4368 l’étendue du domaine vital est faible et qui sont susceptibles de demeurer surtout 4369 à l’intérieur des limites de la zone d’évaluation. Cependant, les études sur le 4370 terrain peuvent aussi être appropriées dans le cas des RP très mobiles et dont le 4371 domaine est étendu, notamment lorsque ces RP revêtent une importance 4372 particulière pour les parties intéressées. 4373

• Interprétation – Les variations concernant l’attribut étudié doivent être 4374 interprétables dans un contexte où il existe des facteurs confusionnels, comme 4375 l’hétérogénéité de l’habitat. 4376

• Difficulté – L’ampleur des travaux à effectuer et le temps à investir varient 4377 beaucoup d’une étude à l’autre. Il faut donc mettre ces facteurs en balance avec 4378 les chances d’obtenir, par ces études, de l’information utile. 4379

• Caractère approprié – Le plan d’étude et les méthodes doivent convenir à la 4380 tâche. 4381

• Expertise technique – La complexité de l’étude peut exiger une expertise 4382 spécialisée qui dépasse les compétences de l’équipe d’évaluation du risque. 4383

• Conséquences du relevé – Dans certains cas (p. ex., échantillonnage qui détruit de 4384 petites populations ou des espèces rares), les études biologiques peuvent avoir des 4385 répercussions nocives inacceptables. 4386

• Données existantes – Il peut exister des ensembles de données de remplacement 4387 (p. ex., de projets de gestion environnementale de plus grande envergure; voir la 4388 sous-section 4.2.4). 4389

Une fois qu’un évaluateur du risque s’est engagé à mesurer, sur le terrain, les effets 4390 propres à un site dans le cadre d’une ÉRÉ, il peut s’aider de ce qui suit pour concevoir 4391 l’étude et la mettre en œuvre. Le plan d’étude doit être élaboré dans le cadre de l’énoncé 4392 du problème (voir la section 2.3). L’évaluateur du risque qui entreprend une étude 4393 biologique propre à un site doit, à tout le moins, tenir compte de ce qui suit à l’étape de la 4394 conception de l’étude (et rechercher des renseignements plus précis, pertinents pour la 4395 situation en question) : 4396

• Définition de la question – Dans la mesure du possible, l’étude doit consister à 4397 estimer directement le paramètre d’évaluation. Dans d’autres cas, il faut 4398 déterminer à l’avance les objectifs de l’étude et la façon dont on extrapolera les 4399 résultats au paramètre d’évaluation (c.-à-d., à l’étape de l’énoncé du problème). 4400

• Définition de la population évaluée – Cette question a d’importantes 4401 répercussions quant à l’interprétation des effets (p. ex., plus la population évaluée 4402 est grande par rapport au site, plus les effets risquent d’être « dilués »). Comme 4403 point de départ, il vaut mieux définir la population d’évaluation comme étant les 4404 organismes qui habitent le site étudié. On peut ensuite ajuster l’échelle en fonction 4405

4-36

de considérations particulières au RP. (Voir l’analyse de Menzie et coll. [2008] 4406 sur les populations.) 4407

• Choix des attributs pertinents – Comme on l’a vu précédemment, les attributs 4408 doivent correspondre au paramètre d’évaluation ou pouvoir être facilement 4409 extrapolés au paramètre d’évaluation. On recommande de retenir plusieurs 4410 attributs, si possible, afin de se doter d’un moyen plus robuste d’évaluer la 4411 question (annexe D du document du CCME de 1997; Menzie et coll., 2008; 4412 Carlsen et coll., 2008). 4413

• Conception de l’étude – Il faut utiliser des méthodes scientifiques appropriées 4414 (p. ex., Krebs, 1989; Environnement Canada, 2011) pour optimiser la conception 4415 de l’étude destinée à répondre à la question. Il faut donc connaître les méthodes 4416 statistiques qui seront éventuellement appliquées. 4417

• Méthodes sur le terrain – Les méthodes pour la plupart des types d’études ont au 4418 moins été publiées et peuvent même avoir recommandé des protocoles normalisés 4419 ou des méthodes de relevé (p. ex., PSAMP, 1996; Environnement Canada, 2002; 4420 se reporter au document du SAB-CS [2008] pour d’autres références; l’USEPA 4421 affiche également diverses méthodes sur le site de son programme de surveillance 4422 et d’évaluation environnementale (Environmental Monitoring and Assessment 4423 Program : http://www.epa.gov/emap/ [en anglais seulement]). 4424

• AQ/CQ et objectifs de qualité des données – Les objectifs de qualité des données 4425 (OQD) définissent les caractéristiques requises des ensembles de données; les 4426 étapes d’assurance de la qualité (AQ) sont les mesures prises pour faciliter 4427 l’atteinte de ces objectifs, et les mesures de contrôle de la qualité (CQ) sont les 4428 données de référence utilisées pour vérifier la qualité des données (p. ex., 4429 Environnement Canada, 2011). 4430

• Interprétation et analyse des données – Les méthodes statistiques utilisées doivent 4431 être celles choisies à l’étape de la conception. L’interprétation doit tenir compte 4432 des principales incertitudes, ce qui revient souvent à exprimer l’ampleur des effets 4433 observés avec des limites de confiance pour chaque attribut (p. ex., 4434 Environnement Canada, 2011). 4435

Avantages d’une bonne planification des études sur le terrain propres au site : 4436

• Il est possible d’estimer directement les paramètres d’évaluation. 4437

• Ce type d’étude intègre l’exposition en tenant compte des facteurs de complexité 4438 comme la biodisponibilité et les mélanges de contaminants. 4439

• Ces études sont très pertinentes en termes écologiques. 4440

• Ces études complètent les données sur la toxicité. 4441

Limites des études sur le terrain propres au site : 4442

4-37

http://www.epa.gov/emap/

• Dans une étude d’envergure, obtenir de solides ensembles de données demande 4443 parfois beaucoup de travail et de temps; le cas échéant, une telle étude n’est 4444 justifiée que si elle a de fortes chances d’éclairer les décisions de gestion. 4445

• En raison de la variation naturelle, il peut être difficile de repérer les changements 4446 liés au contaminant, même dans le cas d’études bien planifiées. 4447

• Les effets mesurés ne sont pas nécessairement dus au CP, mais plutôt à des 4448 variables environnementales naturelles confusionnelles ou à des stresseurs non 4449 chimiques. 4450

• Les études doivent habituellement reposer sur des comparaisons spatiales (p. ex., 4451 pour des gradients d’exposition) en raison de la rareté des données de référence 4452 pour le site étudié. Il peut être difficile de choisir des zones de référence 4453 appropriées. 4454

• La mise en œuvre de ces études peut avoir des effets nocifs directs sur les RP 4455 étudiés. 4456

Certaines de ces limites peuvent se traduire directement en incertitudes. Une grande 4457 variabilité naturelle peut masquer les effets ciblés et entraver leur détection, ce qui peut 4458 mener à une conclusion faussement négative (c.-à-d., une erreur de deuxième espèce). En 4459 revanche, les différences entre les conditions d’exposition et les conditions de référence 4460 peuvent entraîner des mesures d’effets qui ne sont pas réellement dus à l’exposition au 4461 contaminant, ce qui mène à une conclusion faussement positive (c.-à-d., une erreur de 4462 première espèce). Les méthodes statistiques (p. ex., limites de confiance de l’ampleur des 4463 effets et de l’analyse de l’efficacité) peuvent aider à comprendre l’étendue des erreurs de 4464 deuxième espèce. L’utilisation complémentaire d’essais de toxicité propres au site peut 4465 contribuer à établir la causalité (ou l’absence de causalité) dans les études sur le terrain 4466 (voir la sous-section 5.5.2.2 pour plus de détails concernant les causalités). 4467

4.2.4. Information indirecte issue d’études sur le terrain 4468

Cette catégorie de mesure est analogue à l’information toxicologique indirecte issue 4469 d’études contrôlées, mais il s’agit ici d’utiliser les résultats d’études sur le terrain 4470 pertinentes effectuées sur d’autres sites (p. ex., données dans la littérature) qui pourraient 4471 éclairer un profil de réponse pour le site étudié. 4472

4-38

En raison des difficultés liées aux 4473 ressources et aux techniques 4474 requises pour la conception et la 4475 mise en œuvre d’études sur le 4476 terrain utiles (voir la sous-4477 section 4.2.3), on conçoit 4478 clairement les avantages de 4479 trouver une étude appropriée. La 4480 principale difficulté, toutefois, est 4481 d’en établir la pertinence pour le 4482 site étudié. Les évaluateurs du 4483 risque doivent tenir compte de ce 4484 qui suit au moment de tirer des 4485 conclusions à partir d’études 4486 effectuées sur d’autres sites : 4487

• Type de contamination – 4488 Les CP et les facteurs qui 4489 influent sur sa biodisponibilité doivent idéalement être semblables aux deux sites. 4490 Il faut donc comparer les données sur l’évaluation de l’exposition à celles de 4491 l’étude publiée. C’est beaucoup plus facile pour les sites contaminés par 4492 seulement un ou deux CP. 4493

• Particularités de la contamination – Ces particularités sont l’ampleur de la 4494 contamination et sa distribution spatiale et temporelle. Idéalement, l’ampleur et 4495 les échelles des deux études doivent être semblables. 4496

• Habitats et récepteurs – Les modes d’utilisation du site par les récepteurs varient 4497 selon les types d’habitats disponibles (c.-à-d., en raison des caractéristiques 4498 différentes de l’habitat liées aux besoins écologiques de chaque animal). La 4499 configuration des types d’habitats très fréquentés par rapport aux particularités de 4500 la contamination a une incidence sur l’exposition du RP. 4501

Une fois qu’on a déterminé qu’une étude est appropriée, il faut en extraire les données, en 4502 suivant les mêmes indications que pour l’information toxicologique indirecte. Par 4503 exemple, dans l’étude sur le mercure de Brasso et Cristol, 2008 (voir l’encadré), il est 4504 possible de tracer un graphique des taux de reproduction de l’hirondelle par rapport aux 4505 mesures de l’exposition au mercure (ou simplement l’exposition la plus pertinente pour 4506 votre évaluation du risque) pour élaborer un profil de réponse. 4507

4508

4509

Concept clé : Les études sur le terrain dont il est fait état dans la littérature scientifique fournissent des renseignements utiles qui permettent de déduire un profil de réponse pour certaines combinaisons CP/RP. Par exemple, Brasso et Cristol (2008) ont étudié les effets de l’exposition au mercure sur le taux de reproduction chez l’hirondelle bicolore (Tachycineta bicolor). Les auteurs ont recueilli plusieurs mesures d’exposition au mercure (mercure total dans le sang et les plumes des oiseaux; mercure total dans les insectes dont les oisillons sont nourris) par rapport à leur principale mesure d’effet, soit le nombre d’oisillons qui quittaient les nids (c.-à-d. les jeunes à l’envol). En tenant compte des points soulevés dans le texte, cette étude pourrait fournir des données très pertinentes pour les autres sites où le mercure est le principal CP.

4-39

4.3. Questions relatives au récepteur 4510

Après avoir traité de chacun des types 4511 de mesures d’évaluation des effets, il 4512 est question, dans la présente section, 4513 du lien entre les mesures et les groupes 4514 de récepteurs. Le tableau 4-2 dresse la 4515 liste des fréquences relatives 4516 d’utilisation de chacun des principaux 4517 types de mesures d’évaluation des 4518 effets dans le cadre d’une évaluation 4519 du risque35. Il faut savoir que n’importe lequel de ces types de mesures peut convenir à 4520 évaluation donnée du risque, et ce tableau ne donne donc qu’un premier aperçu de ce qui 4521 se fait habituellement. Le choix dépend en définitive des besoins propres à une évaluation 4522 du risque. 4523

35 On se base, dans ce cas-ci, sur l’expérience des auteurs des présentes directives.

Concept clé : Dans une ÉRÉ, on n’utilise pas de façon égale les quatre types de mesures d’évaluation des effets pour les groupes de récepteurs. La fréquence relative d’utilisation est un reflet de la réalité, qui peut ne pas être idéale, mais reflète souvent les limitations et les difficultés lors de la mise en application.

4-40

Tableau 4-2. Fréquence d’utilisation des divers types de mesures d’évaluation des effets pour chaque groupe 4524 de récepteurs 4525

Groupe de récepteurs Information toxicologique

propre au site issue d’études contrôlées

Information toxicologique indirecte issue

d’études contrôlées

Information propre au site issue d’études

sur le terrain Information indirecte issue

d’études sur le terrain

Producteurs primaires terrestres

modéré modéré modéré faible

Producteurs primaires aquatiques

élevé élevé modéré faible

Invertébrés terrestres modéré modéré modéré faible Invertébrés aquatiques élevé élevé modéré faible Poissons élevé élevé modéré modéré Oiseaux et mammifères rare élevé faible modéré Amphibiens et reptiles faible modéré modéré modéré Les catégories sont définies comme suit, d’après l’expérience et le jugement des auteurs : • Élevé – Cette cote a été attribuée aux deux mesures toxicologiques contrôlées utilisées pour les groupes de RP aquatiques afin de refléter leur mise en place de longue date, l’élaboration de protocoles et leur valeur pour les évaluations du risque. La cote a aussi été attribuée aux mesures d’informations indirectes issues d’études contrôlées pour les oiseaux et les mammifères, car on dépend de ces mesures en raison des coûts et de l’incertitude des autres options. • Modéré – Cette cote a été attribuée aux deux catégories de mesures toxicologiques contrôlées utilisées pour les groupes de RP terrestres, afin de refléter l’usage croissant de ces mesures. On attribue également cette cote aux mesures d’informations toxicologiques indirectes issues d’études contrôlées pour les amphibiens et les reptiles, surtout en raison des données limitées et parce que l’on exclut ces RP de nombreuses évaluations du risque (bien que leur utilisation augmente avec le temps). On l’attribue enfin aux études sur le terrain propres au site pour la plupart des récepteurs afin de refléter les difficultés techniques associées à ce type de mesures. • Faible – Cette cote a été attribuée aux mesures d’informations indirectes issues d’études sur le terrain pour tous les groupes de RP afin de refléter en grande partie la difficulté à trouver des études dont on puisse extrapoler les données aux conditions du site évalué (profil de contamination et biologie pertinente). On l’attribue aussi aux études sur le terrain propres au site pour les oiseaux et les mammifères afin de refléter le coût et la complexité liés aux études robustes pour distinguer les facteurs de contamination des facteurs physiques ou des facteurs concernant l’habitat. Il faut signaler que le recours aux relevés de reconnaissance, aux relevés de l’habitat et aux mesures semi-quantitatives sur le terrain est une chose plus courante dans le cadre des ÉRÉ, mais ils s’accompagnent d’une plus grande incertitude. • Rare – Cette cote a été attribuée uniquement aux études toxicologiques propres au site effectuées dans des conditions contrôlées pour les oiseaux et les mammifères. Bien que ce type de mesure soit possible, on l’utilise rarement (et peut-être pas au Canada) en raison d’une foule de difficultés, notamment la protection des animaux (Suter et coll., 2000).

4-41

4.4. Au-delà des estimations ponctuelles de toxicité 4526

Dans de nombreuses situations, le résultat d’une évaluation des effets est le calcul d’un 4527 ou plusieurs seuils d’effets écotoxicologiques. Ces seuils sont censés représenter la 4528 transition depuis une exposition environnementale qui ne produit pas de réponse 4529 écologique significative à une exposition qui traduit une possibilité d’effets 4530 écotoxicologiques. De tels seuils peuvent être établis pour de nombreux milieux 4531 (concentrations dans le sol, dans les sédiments, dans l’eau, dans les tissus et dose ingérée) 4532 et être transposés dans la caractérisation du risque où ils servent à calculer les quotients 4533 de danger. 4534

Un problème courant de l’évaluation du risque écotoxicologique réside dans le fait 4535 qu’une seule valeur seuil est utilisée pour résumer la relation concentration-réponse. 4536 Outre la difficulté liée à la simplification excessive d’une relation complexe, l’utilisation 4537 d’une estimation ponctuelle est sensible au choix de la méthode statistique ou à la règle 4538 de décision utilisée pour calculer le seuil. Ainsi, l’utilisation d’un critère de signification 4539 statistique pour distinguer les niveaux d’exposition qui entraînent des effets et ceux sans 4540 effet peut donner lieu à des différences substantielles de l’ampleur et/ou de l’importance 4541 du seuil d’exposition, sans compter d’autres problèmes relatifs aux statistiques et à 4542 l’interprétation (Landis et Chapman, 2011). 4543

4.4.1. Questions à considérer 4544

Il est souhaitable de ne pas s’en tenir aux estimations ponctuelles des effets, qui servent 4545 habituellement de dénominateurs dans les méthodes du quotient. Bien que l’intégration 4546 quantitative complète des relations concentration-réponse ne soit pas toujours possible, il 4547 est important que les évaluateurs du risque comprennent, à tout le moins, l’ampleur réelle 4548 (ou la portée) des effets représentée par une VTR ou une autre mesure des effets, entre 4549 autres pour faciliter le choix des VTR en fonction des objectifs de protection et des NEA. 4550 En particulier, on peut se baser sur ce qui suit pour évaluer le risque : 4551

• L’ampleur des effets associée à l’étude qui « entraîne » le seuil de toxicité (p. ex., 4552 ligne directrice sur la qualité de l’eau, dose de la VTR pour les espèces sauvages). 4553

• La différence entre la DSENO et la DMENO ou la pente de la courbe 4554 concentration-réponse lorsque plusieurs niveaux d’exposition font l’objet d’une 4555 étude. 4556

• Le degré de représentativité de « l’étude la plus sensible par rapport à un grand 4557 nombre de résultats expérimentaux, ou encore par rapport à une réponse qui 4558 s’écarte des autres. 4559

• La concordance de la sensibilité pour différents groupes de récepteurs (p. ex., les 4560 espèces domestiques par rapport aux espèces sauvages, les passereaux par rapport 4561

4-42

aux oiseaux de proie, les poissons d’eaux froides par rapport aux poissons d’eaux 4562 chaudes). 4563

• La concordance des paramètres d’essais à court terme par rapport aux paramètres 4564 d’essais de toxicité chronique; ou les différences de sensibilité entre divers 4565 paramètres sublétaux. 4566

On ne peut pas toujours quantifier ce qui précède. Toutefois, l’intégration des intervalles 4567 pertinents de réponse potentielle est préférable aux estimations ponctuelles. 4568

Dans leurs recommandations, Allard et coll. (2010) indiquaient que les méthodes fondées 4569 sur les méta-analyses pour la dérivation des VTR sont préférables aux résultats d’études 4570 isolées. Cela requiert qu’on tienne compte simultanément des résultats de nombreuses 4571 études, au moyen d’un graphique illustrant l’ampleur des effets par rapport à la 4572 concentration de la substance chimique. Bien qu’elle soit compliquée en raison des 4573 variations du type de paramètres, des gradients d’exposition et des concepts d’étude, la 4574 méthode graphique aide à tenir compte des variations de réponse selon le degré 4575 d’exposition. 4576

4.4.2. Distribution de la sensibilité des espèces (DSE) 4577

Le concept de distribution de la sensibilité des espèces (DSE) est un exemple de méthode 4578 statistique appliquée à l’évaluation des effets qui va au-delà de la méthode 4579 « traditionnelle » en matière d’élaboration d’une valeur seuil (soit l’utilisation de 4580 l’estimation ponctuelle tirée de l’étude la plus sensible à l’aide du critère de signification 4581 statistique). Ainsi, lorsqu’on dispose de données toxicologiques de qualité suffisamment 4582 nombreuses et diversifiées, le CCME (1996c et 2007) recommande la méthode fondée sur 4583 la SDE pour établir des recommandations (ou lignes directrices) pour la qualité du sol 4584 ainsi que des valeurs seuils pour la qualité de l’eau. 4585

Habituellement, la distribution de la sensibilité des espèces (DSE) est la distribution 4586 cumulative des probabilités d’une mesure de la toxicité d’une certaine substance 4587 chimique pour un ensemble d’espèces animales. (Pour plus de détail, voir SAB-CS, 2008; 4588 Postuma et coll., 2002; CCME, 2007.) Lorsque les concentrations d’un agent toxique 4589 augmentent, la proportion d’espèces touchées augmente (à un niveau donné d’effet, 4590 comme un ralentissement de la croissance de 20 % ou une réduction de l’abondance de 4591 50 %). 4592

4593

4-43

Une DSE propre à un site 4594 est un exemple 4595 d’application spécialisée de 4596 la corrélation propre au site 4597 entre les méthodes axées 4598 sur la relation 4599 concentration-réponse, par 4600 lesquelles on établit un lien 4601 entre une mesure de la DSE propre à un site et la concentration d’un contaminant. La 4602 figure ci-dessous constitue un exemple hypothétique de l’application du concept de DSE. 4603

La méthode axée sur la DSE reconnaît que les espèces peuvent varier beaucoup entre 4604 elles pour ce qui est de la sensibilité à un CP donné (Kooijman, 1997), et qu’il n’est pas 4605 toujours nécessaire de protéger 100 % des espèces pour protéger les attributs fonctionnels 4606 d’une communauté (p. ex., une communauté benthique). En combinant les résultats de 4607 plusieurs essais et en couvrant tout un éventail d’organismes d’essai, il est possible de 4608 tracer une courbe de distribution de la sensibilité. 4609

4610

Prop

ortio

n de

taxo

ns to

uché

s

Concentration (mg/L)

0,010 %

10 %

20 %

30 %

40 %

50 %

60 %

70 %

80 %

90 %

100 %

0,1 1 10 100 1 000

Modèle normal de DSELimites de confiance

4611

Concept clé :

Une DSE est l’expression numérique des plages de sensibilité d’un organisme à un CP. Une DSE peut caractériser les variations entre les espèces, au sein d’une espèce ou entre les groupes taxonomiques. Plus important encore, le concept de DSE tient compte du fait que chacun des taxons ne répond pas de la même façon à une même concentration.

4-44

Cette représentation graphique donne un exemple de DSE pour des récepteurs aquatiques. 4612 Dans ce graphique, les cercles représentent chaque espèce36 (pour cet exemple, on peut 4613 poser comme hypothèse qu’il s’agit d’une épifaune variée d’eau douce). L’axe des x 4614 représente la concentration chimique (sur une échelle logarithmique) à laquelle on atteint 4615 un seuil de réponse. Cette réponse peut être une diminution de la croissance de 20 % dans 4616 un essai de toxicité en laboratoire, ou une réduction de 50 % de l’abondance des espèces 4617 dans l’étude d’une communauté benthique. La DSE consiste à déterminer la courbe lissée 4618 (ligne pleine) et les limites de confiance associées (lignes tiretées) de la courbe de la 4619 relation concentration-réponse. Cela permet d’évaluer la concentration dangereuse à 4620 laquelle une proportion donnée des espèces est touchée (ainsi dans cet exemple, 20 % de 4621 l’épifaune est touchée à une concentration de 0,6 mg/L). 4622

Pour établir une DSE, on inscrit les données de toxicité d’une seule espèce (p. ex., les 4623 valeurs de CL50, de CIX ou de la DSENO/DMENO) pour de nombreuses espèces sur une 4624 courbe de distribution, soit une courbe log-normale ou une courbe log-logistique. À partir 4625 de cette distribution des sensibilités des espèces, on détermine la concentration 4626 dangereuse (CDp) à laquelle on suppose qu’un certain pourcentage (p) de toutes les 4627 espèces seraient touchées (Postuma et coll., 2002). Le choix du pourcentage des espèces 4628 et du niveau des effets par l’évaluateur du risque relève, en partie, des politiques et peut 4629 être considéré comme la détermination du NEA précédant la caractérisation du risque. 4630

En plus de l’application conventionnelle de la DSE (aux données obtenues dans la 4631 littérature), il est également possible d’appliquer la procédure de DSE aux communautés 4632 biologiques résidentes. Dans ce dernier cas, il est nécessaire de déterminer un sous-4633 ensemble des taxons énumérés pour lesquels on dispose de suffisamment d’organismes 4634 pour évaluer la relation concentration-réponse potentielle. Ensuite, on évalue chaque 4635 taxon retenu par rapport au gradient de contamination et on évalue un niveau repère de 4636 réponse (p. ex., 20 % ou 50 % de réduction de l’abondance). Pour chaque type 4637 d’organisme, on prend note de la concentration à laquelle on observe le seuil de réponse, 4638 et on classe en ordre les concentrations obtenues. On dérive ensuite une concentration 4639 dangereuse (CDp) en choisissant la concentration de CP interpolée qui correspond au 4640 pourcentage (p) cible de toutes les espèces qui, selon les observations, ont été touchées. 4641 Cette méthode nécessite qu’on tienne compte de la puissance statistique pour détecter la 4642 concentration seuil entraînant une réponse et, de ce fait, convient mieux aux études qui 4643 comportent un grand nombre de postes d’échantillonnage et un large gradient de 4644 concentrations de CP. En raison de la quantité élevée de données requises par cette 4645 méthode, celle-ci n’est recommandée que pour les dernières étapes de l’évaluation du 4646 risque; en outre, elle convient moins là où les variations de l’habitat sont importantes, par 4647 rapport aux variations des niveaux de contaminations. 4648

36 Selon les particularités de la dérivation, un point de donnée peut représenter une seule étude portant sur l’espèce en question ou être un paramètre sommaire qui intègre plusieurs études, p. ex., une moyenne géométrique de plusieurs mesures.

4-45

4.5. Facteurs d’incertitude et extrapolation 4649

C’est une pratique courante, 4650 dans le cadre des ÉRÉ, de 4651 recueillir des renseignements 4652 concernant les effets sur un 4653 organisme indicateur ou un 4654 paramètre, et d’extrapoler les 4655 résultats aux organismes à 4656 l’étude dans un site contaminé. 4657 Cela est vrai pour les évaluations fondées sur la littérature scientifique (c.-à-d. les 4658 dérivations de valeurs toxicologiques de référence à partir d’études antérieures) tout 4659 comme pour les analyses propres à un site (c. à d. le recours à des espèces utilisées en 4660 laboratoire pour représenter les réponses possibles d’un large éventail d’espèces locales). 4661

Suivant la pratique historique en matière d’évaluation des risques pour la santé humaine, 4662 on a fréquemment eu recours aux extrapolations entre espèces et d’un paramètre à un 4663 autre, par l’application de divers facteurs dits d’application, d’évaluation, de sécurité ou 4664 d’incertitude (Chapman et coll., 1998). Ces facteurs visent à compenser l’incertitude 4665 inhérente à l’analyse des effets et à empêcher une sous-estimation des risques. 4666

Dans les évaluations du risque antérieures, les facteurs d’incertitude ont souvent été 4667 utilisés pour divers types d’extrapolations dans le cadre d’évaluations du risque 4668 écotoxicologique, notamment : 4669

• les extrapolations des espèces utilisées pour les essais aux espèces sauvages; 4670

• les extrapolations d’une exposition à court terme à une exposition à long terme; 4671

• les extrapolations d’un effet biologique significatif à un effet dont l’ampleur ou la 4672 probabilité est négligeable. 4673

Certaines instances législatives ont préconisé l’utilisation de facteurs d’incertitude 4674 réglementaires. Forbes et Calow (2002) ont résumé les facteurs d’incertitude couramment 4675 mis en application en Europe et aux États Unis; ils indiquent cependant que ces facteurs 4676 n’excluent pas le recours au jugement professionnel. 4677

Le présent document ne préconise pas l’application de facteurs d’incertitude pour établir 4678 des valeurs toxicologiques de référence. Bien que les facteurs d’incertitude puissent être 4679 utiles pour l’établissement de seuils d’évaluation préalable prudents (p. ex., lignes 4680 directrices générales sur la qualité de l’environnement), leur valeur diminue grandement 4681 dans les évaluations quantitatives du risque. Au nombre des principaux inconvénients liés 4682 aux facteurs d’incertitude, mentionnons : 4683

• les biais – leur application ne se fait que dans une direction, de façon à accroître 4684 l’estimation du risque, sans tenir compte du fait que l’incertitude peut s’appliquer 4685 dans les deux directions; 4686

Concept clé :

Les facteurs d’incertitude peuvent être utiles à l’élaboration de seuils prudents pour une évaluation préalable (comme des lignes directrices générales sur la qualité environnementale), mais ne sont pas recommandés pour établir les seuils d’effet utilisés dans les évaluations approfondies du risque.

4-46

• la combinaison de mesures de prudence – l’application de nombreux facteurs 4687 d’incertitude peut donner lieu à des VTR prévues qui sont exagérément faibles; 4688

• le manque de transparence – l’application de facteurs d’incertitude camoufle 4689 l’incertitude de sorte que l’estimation du risque est modifiée sans toutefois donner 4690 d’indication claire quant à la fiabilité (ou absence de celle-ci) de la valeur 4691 numérique; 4692

• l’incompatibilité avec les nouvelles méthodes – l’application de facteurs 4693 d’incertitude arbitraires se concilie mal avec l’application des méthodes (p. ex., la 4694 DSE, l’analyse de la relation concentration-réponse, la méthode axée sur 4695 l’ampleur de l’effet) qui sont privilégiées pour l’établissement des VTR 4696 quantitatives. 4697

Cette recommandation de ne pas appliquer de facteurs d’incertitude pour l’établissement 4698 des seuils d’effet ne signifie pas qu’on doit ignorer les incertitudes dans une évaluation 4699 des effets. Les incertitudes devraient plutôt être évaluées avec soin, conformément aux 4700 directives données à la section 5.6. Ainsi donc, on pourrait baser les décisions sur des 4701 choix réfléchis, effectués en fonction de la marge d’incertitude connue plutôt qu’en 4702 fonction des valeurs obtenues par l’application de facteurs d’incertitude susceptibles de 4703 mener à une fausse interprétation de l’incertitude réelle. 4704

4705

4-47

5. CARACTÉRISATION DU RISQUE 4706


La caractérisation du risque consiste à estimer la probabilité, l’ampleur et l’étendue des 4708 effets nuisibles à l’environnement en fonction de l’information provenant d’évaluations 4709 de l’exposition et des effets. La 4710 caractérisation du risque traite 4711 également des « points forts, des limites 4712 et des incertitudes relativement aux 4713 données et aux modèles utilisés pour 4714 tirer des conclusions » (CCME, 1996). 4715 La caractérisation du risque est l’étape 4716 où on intègre et interprète les divers 4717 éléments de l’étude afin d’en dégager 4718 l’importance globale en terme de risque écotoxicologique. La caractérisation du risque 4719 permet de présenter des renseignements scientifiques complexes dans une forme utile aux 4720 gestionnaires du risque, en communiquant les conséquences écologiques déterminées par 4721 les estimations du risque ainsi que les incertitudes qui leur sont associées. 4722


La caractérisation du risque combine les résultats de l’évaluation de l’exposition et de 4724 l’évaluation des effets pour chaque ÉDP et intègre les résultats pour plusieurs ÉDP. Par 4725 conséquent, les techniques de caractérisation du risque englobent toutes les méthodes qui 4726 servent à analyser et à interpréter le lien qui existe entre les mesures de l’exposition et les 4727 mesures des effets. 4728

Si le problème a été bien formulé, de nombreux aspects de la caractérisation du risque 4729 doivent être envisagés a priori. L’intégration des renseignements sur l’exposition et sur 4730 les effets devrait ensuite pouvoir se faire de façon transparente et plutôt mécanique. 4731 Toutefois, la caractérisation du risque suppose plus qu’une simple fusion de ces 4732 renseignements. Elle consiste en un processus par lequel les résultats de nombreuses 4733 études sont évalués en vue d’atteindre les objectifs fondamentaux suivants : 4734

• La synthèse des résultats de multiples mesures, sous la forme d’une conclusion 4735 pour chaque élément de preuve, et la synthèse des conclusions des multiples 4736 éléments de preuve en une conclusion générale sur les risques écotoxicologiques. 4737

• La rédaction d’un commentaire qui présente les conclusions d’une façon claire et 4738 sans ambigüité. Dans la mesure du possible, les conclusions sont rédigées dans un 4739 langage simple qui privilégie la clarté, de sorte que les gestionnaires du site 4740

Concept clé :

La caractérisation du risque peut pour la première fois rapprocher les renseignements sur l’exposition et les effets, ou synthétiser des éléments de preuve pour lesquels on a déjà combiné les renseignements sur l’exposition et les effets (voir la figure 1-2.)

5-1

puissent utiliser efficacement les résultats de l’évaluation du risque dans le cadre 4741 du processus décisionnel. 4742

• L’évaluation qualitative ou 4743 quantitative des incertitudes 4744 dans les conclusions. 4745

• La révision des questions ou 4746 objectifs fondamentaux de 4747 l’étude (qu’on peut avoir 4748 exprimé sous forme d’au moins 4749 une hypothèse de recherche) et 4750 la formulation de conclusions 4751 pour ce qui est de ces objectifs 4752 de gestion du risque. 4753

Les objectifs résumés ci-dessus ne sont pas de nature aussi mécanique et nécessitent 4754 parfois d’exercer un jugement professionnel37. En préparant une caractérisation du risque, 4755 le praticien doit tenir compte des grands objectifs de l’évaluation (voir la 4756 sous-section 2.2.1.1) afin de s’assurer que le commentaire réponde vraiment aux 4757 questions et examine les hypothèses posées au départ. 4758

5.1.2. Aperçu des étapes 4759

Le processus de caractérisation du risque comprend les étapes suivantes, décrites dans les 4760 sous-sections suivantes : 4761

• Étape 1 : Vérifier la pertinence – Après l’examen des données, on procède à une 4762 vérification de leur pertinence pour déterminer si, au cours des études sur le 4763 terrain ou en laboratoire, des écarts se sont produits pouvant influer sur la 4764 pertinence des données à l’appui de l’ÉDP pour lequel on utilisera les données en 4765 question. Cette étape est aussi l’occasion d’établir quels ajustements pourraient 4766 être nécessaires pour que les données demeurent utiles pour une caractérisation 4767 efficace du risque (section 5.2). 4768

• Étape 2 : Interpréter et évaluer chaque ÉDP – On choisit des méthodes 4769 appropriées pour évaluer et interpréter les informations produites dans le cadre de 4770 l’évaluation du risque (section 5.3). 4771

37 Le rôle du jugement professionnel dans le cadre de l’évaluation du risque écotoxicologique prête à controverse. L’application du jugement professionnel dans l’interprétation ou la synthèse de renseignements techniques exige que le praticien fournisse une justification transparente, claire, cohérente et sensée, et ne devrait jamais servir à éviter ou brouiller une prise de décision éclairée (c.-à-d. distorsion ou analyse sélective des résultats afin de parvenir à un résultat souhaité). Le rôle du jugement professionnel est examiné plus à fond à l’étape 4 du processus de caractérisation du risque.

Concept clé :

Les évaluations du risque comportent souvent des objectifs propres au site (comme l’élaboration de normes d’assainissement du site, l’attribution des effets observés à une ou plusieurs sources, ou la prévision de futurs risques associés à d’autres scénarios de gestion). La caractérisation du risque résume les résultats de ces éléments de l’étude.

5-2

• Étape 3 : Préparer un sommaire des données compilées – Il s’agit d’une 4772 présentation qui résume les données pour chaque élément de preuve, avant les 4773 analyses approfondies proprement dites (section 5.4). 4774

• Étape 4 : Appliquer la procédure de détermination du poids de la preuve – Il 4775 faut intégrer les résultats des nombreux éléments de preuve par une méthode 4776 d’évaluation du poids de la preuve, établie à l’étape de l’énoncé du problème. 4777 Point important : la procédure de détermination du poids de la preuve est 4778 étroitement liée aux étapes 5 à 8 ci-dessous, de sorte que les étapes 4 à 8 sont 4779 souvent mises en œuvre simultanément (section 5.5). 4780

• Étape 5 : Évaluer les incertitudes de l’évaluation du risque écologique (ÉRÉ) 4781 – Il faut tenir compte des incertitudes qui ont une incidence sur l’interprétation et 4782 la fiabilité de chaque élément de preuve (section 5.6); 4783

• Étape 6 : Extrapoler et interpoler – Il s’agit d’évaluer jusqu’à quel point les 4784 conclusions sur le risque, tirées d’un nombre limité d’analyses, peuvent être 4785 transposées de manière fiable à d’autres conditions existant sur le site 4786 (section 5.7). 4787

• Étape 7 : Élaborer des normes propres au site (facultatif) – Il s’agit 4788 d’élaborer, pour le milieu, des normes numériques qui serviront à différencier les 4789 seuils d’intervention pour les substances préoccupantes (Section 5.8). 4790

• Étape 8 : Résumer les conclusions sur le risque – Il faut rédiger un résumé du 4791 risque qui caractérise le risque en termes d’ampleur potentielle de la réponse et 4792 d’autres attributs clés (p. ex., vraisemblance [probabilité], étendue spatiale, 4793 étendue temporelle, niveaux d’organisation qui pourraient être touchés, causalité 4794 et autres aspects ayant une pertinence écologique) (section 5.9). 4795

• Étape 9 : Prévoir des mesures de suivi – Il s’agit de rédiger des 4796 recommandations claires et de formuler de façon structurée les étapes 4797 subséquentes, à savoir la fermeture du site, les demandes d’autorisation, les 4798 liaisons en matière de réglementation, etc. (Section 5.10). 4799

Qui plus est, les étapes de caractérisation du risque ne suggèrent pas un degré particulier 4800 de détail. Dans le cas des sites sans complications ou présentant des risques estimés 4801 négligeables, la caractérisation du risque n’a pas à être trop contraignante, alors que pour 4802 les sites complexes, plus de précision et de rigueur seront justifiés. 4803

5.2. Étape 1 – Vérifier la pertinence 4804

Tel que mentionné précédemment, la planification de plusieurs aspects de la 4805 caractérisation du risque se fait à l’étape de l’énoncé du problème, y compris le plan 4806 d’échantillonnage et d’analyse (PÉA). Par conséquent, les questions de stratégie 4807 mentionnées à la sous-section 2.3.5 influent sur la façon de procéder à la caractérisation 4808

5-3

du risque. La planification à l’étape de l’énoncé du problème doit anticiper les liens 4809 importants entre l’exposition et les effets qui font l’objet de la caractérisation du risque. 4810 En vertu du principe selon lequel il vaut mieux « commencer en pensant à la fin », on 4811 s’attend à ce que la conception et la réalisation de l’ÉP/PÉA se fassent de façon à faciliter 4812 l’intégration efficace des renseignements sur l’exposition et les effets. C’est pourquoi, à 4813 cette étape-ci, les questions de stratégie n’apparaissent pas comme une nouveauté; il 4814 s’agit plutôt de les réexaminer à la lumière des résultats de la mise en œuvre de 4815 l’évaluation des effets et de l’exposition pour chaque ÉDP. 4816

5.2.1. Revoir l’ensemble des besoins en matière d’évaluation 4817

Avant de procéder à la caractérisation du risque, il est utile de revoir les principales 4818 questions de l’évaluation du risque posées à l’étape de l’énoncé du problème et, à la 4819 lumière des données recueillies, de voir aux problèmes suivants : 4820

• S’assurer que les techniques et mesures choisies à l’étape de l’énoncé du 4821 problème demeurent les plus efficaces et adéquates pour répondre aux principaux 4822 besoins de l’évaluation (p. ex., évaluer la causalité). Alors que la pertinence et la 4823 valeur de certains paramètres de mesure peuvent être évaluées à l’avance, un 4824 examen rétrospectif est nécessaire dans d’autres cas. 4825

• Vérifier si les analyses proposées dans l’énoncé du problème continuent de 4826 s’appliquer à l’évaluation d’hypothèses vérifiables38. Si les études n’ont pas pu 4827 être effectuées selon le plan ou si des problèmes relatifs à la qualité des données 4828 compliquent l’application des méthodes initiales, il faut proposer une méthode 4829 modifiée qui soit la mieux adaptée aux besoins de l’évaluation du risque et 4830 expliquer les motifs de ces changements. 4831

• S’assurer que les méthodes de présentation indiquées dans l’énoncé du problème 4832 sont toujours applicables et qu’elles fourniront des résultats dans un format utile 4833 au gestionnaire du risque pour les 4834 prises de décision (c.-à-d. si les 4835 données recueillies suffisent à 4836 l’application des méthodes 4837 proposées). 4838

Lors de la caractérisation du risque, il vaut 4839 la peine de revoir ces enjeux avant de 4840 sélectionner certaines techniques d’analyse 4841 et de consacrer trop d’efforts au traitement 4842

38 Cela ne laisse cependant pas supposer que les tests d’hypothèse classiques soient le seul mode d’analyse des données. Le praticien doit plutôt émettre l’hypothèse que certains effets peuvent survenir et tenter de déterminer si les preuves indiquent la présence d’effets ou dans quelle mesure elles le font.

Concept clé :

Dans le cadre de la vérification de la pertinence, le praticien doit déterminer si la qualité ou le volume des données permettent de poursuivre la démarche ou s’il faut refaire l’échantillonnage pour combler les lacunes en matière de données essentielles.

5-4

et à la synthèse des données. Si on juge que la collecte des données laisse vraiment à 4843 désirer, il peut être nécessaire de reprendre l’échantillonnage ou ajouter d’autres éléments 4844 à l’étude avant de passer à la caractérisation du risque. Il vaut mieux prendre une telle 4845 décision, au risque de retarder le projet, que de préparer un rapport d’évaluation du risque 4846 qui ne répond pas aux besoins en information des gestionnaires du risque. 4847

5.2.2. Apporter des modifications pertinentes 4848

Quand on en arrive à la caractérisation du risque, on a déjà mené à terme les principales 4849 recherches, effectué des contrôles de la qualité et procédé à une évaluation préliminaire 4850 de chaque paramètre de mesure. Il est courant de devoir réviser le plan d’analyse 4851 lorsqu’un certain nombre de facteurs s’écartent du plan idéal établi à l’étape de l’énoncé 4852 du problème. Par conséquent, l’étape 1 de la caractérisation du risque consiste à vérifier 4853 la pertinence afin de déterminer les conséquences de telles modifications et d’apporter les 4854 ajustements requis si la collecte de données ne s’est pas déroulée comme prévu. 4855

Par exemple : 4856

• Si l’énoncé du problème préconisait un plan d’étude par gradient où les mesures 4857 des effets devaient être reliées aux gradients de contamination, mais que l’étude 4858 n’a pas permis de trouver un gradient de contamination utile, il peut être 4859 impossible de mettre en œuvre l’analyse statistique envisagée dans l’énoncé du 4860 problème. 4861

• Si l’analyse des données analytiques révèle des problèmes relatifs à la qualité des 4862 données (p. ex., échec du témoin négatif, effets d’interférence ou écarts par 4863 rapport au protocole), l’utilisation des données doit être réexaminée (p. ex., les 4864 données auront moins de « poids » que prévu au départ ou devront être 4865 complètement éliminées advenant un manque important de qualité). 4866

• Si les hypothèses sous-jacentes à l’analyse statistique ne sont pas vérifiées (p. ex., 4867 distribution des données), il peut s’avérer nécessaire d’utiliser des méthodes 4868 d’analyse de remplacement. 4869

• Si des études à l’échelle de la communauté révèlent des variations significatives 4870 quant au type de substrat ou d’habitat qui nuisent à l’analyse des effets liés aux 4871 contaminants, ces études peuvent être moins probantes que ce à quoi on 4872 s’attendait. Dans de tels cas, d’autres modèles statistiques peuvent être utiles pour 4873 différencier les effets liés aux contaminants. Sinon, on peut donner plus de poids à 4874 d’autres éléments de preuve, ou encore il se peut aussi qu’un protocole 4875 expérimental contrôlant les variables confusionnelles soit plus approprié. 4876

5-5

• Si les données sur le terrain 4877 révèlent de nouveaux groupes 4878 de récepteurs ou de nouvelles 4879 voies d’exposition qui 4880 n’avaient pas été envisagés 4881 auparavant, il faudra d’autres 4882 analyses qui n’avaient pas été 4883 considérées dans l’énoncé du 4884 problème. 4885

Il est important de noter que toute 4886 modification du plan d’analyse doit 4887 découler de la capacité des mesures et 4888 des techniques prévues dans l’énoncé du problème à produire des résultats utiles, et non 4889 du fait que la présence, l’ampleur ou le type de réponse environnementale (p. ex., 4890 toxicité, structure de la communauté) s’écartent de ce que l’évaluateur anticipait. 4891 Lorsqu’il propose des modifications importantes de la méthode d’analyse proposée, il 4892 importe que l’évaluateur du risque décrive les changements apportés par rapport au plan 4893 original et qu’il justifie tous ces changements. 4894

Les modifications de la caractérisation du risque peuvent se traduire par des changements 4895 à des méthodes particulières afin de réaliser une analyse significative. Par exemple, il se 4896 peut qu’on doive envisager de transformer les données si les hypothèses sous-jacentes 4897 aux méthodes statistiques (p. ex., normalité, stabilité de la variance, absence de valeurs 4898 ayant une influence élevée [valeurs aberrantes]) ne se vérifient pas. Dans d’autres cas, on 4899 pourra peut-être recourir aux analyses prévues, mais en ajoutant une mise en garde 4900 explicite sur la valeur moindre des résultats. Par exemple, une étude de la communauté 4901 benthique rendue moins fiable en raison de perturbations mécaniques du substrat aura un 4902 poids moindre dans la caractérisation du risque (en raison de la diminution de la 4903 puissance statistique par rapport à ce qu’on avait prévu au départ). Dans un milieu 4904 terrestre, une telle situation peut survenir lorsque des perturbations anthropiques du 4905 paysage nuisent à l’application de stratégies d’échantillonnage théoriques visant à évaluer 4906 un gradient de contamination du sol. 4907

De manière générale, l’étape 1 consiste à intégrer les renseignements importants appris à 4908 la phase de collecte de données et à affiner les méthodes d’analyse des données qui ont 4909 été envisagées à la phase de l’énoncé du problème (au besoin seulement). Le praticien ne 4910 doit pas apporter des changements arbitraires à l’analyse, mais bien établir un lien entre 4911 les rajustements devant être faits aux objectifs de l’étude et les objectifs en matière de 4912 qualité des données. 4913

4914

Concept clé :

Il convient de modifier la méthode de caractérisation du risque si des contraintes empêchent l’acquisition initialement prévue des données, ou encore si on dispose de nouvelles informations ou méthodes depuis que l’énoncé du problème a été formulé.

Il ne convient pas de modifier la méthode de caractérisation du risque pour la simple raison que les résultats ne sont pas ceux qu’on souhaitait ou anticipait.

5-6

5.3. Étape 2 – Interpréter et évaluer chaque ÉDP 4915

Après avoir sélectionné et appliqué les 4916 paramètres de mesure (à l’étape de l’énoncé 4917 du problème), l’évaluateur doit employer des 4918 outils d’interprétation des résultats. 4919 L’interprétation doit répondre aux besoins en 4920 information du gestionnaire du risque, tels 4921 que résumés dans l’énoncé du problème. 4922 Avec un bon énoncé du problème, on devrait 4923 déjà avoir établi comment les données seront 4924 analysées en vue d’étayer la caractérisation 4925 du risque (se reporter au tableau 2-7 pour un 4926 exemple). L’utilisation des données pour la 4927 procédure de détermination du PP (voir 4928 l’étape 4) devrait orienter la façon de 4929 résumer les renseignements pour chaque 4930 ÉDP. 4931

Les sous-sections suivantes donnent un 4932 aperçu de certains outils courants servant à 4933 interpréter chaque ÉDP. Cette liste ne se 4934 veut pas exhaustive et ne vise pas à recommander l’utilisation généralisée d’un outil plus 4935 qu’un autre. Par ailleurs, les outils ne représentent pas d’options distinctes et ne sont pas 4936 mutuellement exclusifs. 4937

Les méthodes énumérées dans la présente section (étape 2) sont des outils servant à 4938 interpréter les résultats d’un élément de preuve particulier. La présente section porte sur 4939 les procédures courantes relatives à leur application et résume les avantages et limites de 4940 chacune. Elles sont présentées dans l’ordre suivant : 4941

• Quotients de danger et autres méthodes du quotient – simples rapports 4942 d’estimations ponctuelles tant pour l’exposition que pour les effets; 4943

• Relation concentration-réponse – utilisation de la relation mathématique entre 4944 l’exposition propre au site et le degré de réponse pour comprendre les réponses 4945 propres à un site; 4946

• Rajustement des conditions de référence ou de surveillance – normalisation des 4947 données des paramètres pour fournir de l’information sur des réponses relatives 4948 plutôt qu’uniquement sur des réponses absolues; 4949

• Gradients – variation des réponses dans l’espace (distance et direction) ou par 4950 rapport aux gradients de contamination; 4951

• Techniques multivariées – interprétation d’ensembles complexes de données qui 4952 tiennent compte simultanément de plusieurs facteurs; 4953

Concept clé :

Le choix des méthodes dépend du contexte et ne peut être prescrit. Cependant, les règles générales suivantes s’appliquent :

Il vaut mieux retenir l’information dont on dispose (p. ex., il ne faut pas appliquer les quotients de danger lorsqu’on dispose de profils concentration-réponse qui réduisent l’incertitude).

Si on a le choix entre deux méthodes d’égale valeur pour étudier un paramètre d’évaluation ou réduire l’incertitude, la méthode la plus simple est préférable.

On parvient mieux à comprendre le risque en examinant un paramètre de mesure sous plusieurs angles (p.ex., plusieurs ÉDP obtenus à partir d’un même paramètre propre au site).

5-7

• Méthodes probabilistes – remplacement d’estimations ponctuelles par des 4954 distributions pour obtenir plus de renseignements sur la portée et la vraisemblance 4955 des résultats potentiels. 4956

Il faut noter que certaines des techniques mentionnées ci-dessus entraînent le 4957 remplacement des estimations ponctuelles par une analyse plus poussée des données 4958 disponibles. C’est une pratique courante d’entamer l’évaluation préalable des risques 4959 avec des estimations ponctuelles et une méthode de quotient de danger (QD). Toutefois, 4960 comme les QD ont tendance à faire appel à des hypothèses prudentes quant à 4961 l’incertitude, il faut souvent procéder à une évaluation plus approfondie après une 4962 évaluation préalable. Dans ces situations, on recommande des méthodes qui font 4963 davantage appel à une plage d’expositions et de renseignements sur les effets. Il est 4964 acceptable de procéder de façon séquentielle (échelonnée) en utilisant une variété de 4965 méthodes qui remplacent des estimations ponctuelles prudentes par une plage de valeurs 4966 ou des distributions. 4967

5.3.1. Quotients de danger et indices de danger 4968

Les termes « quotient de danger » (« hazard quotient ») et « indice de danger » (« hazard 4969 index ») sont couramment employés en évaluation du risque. Certaines autorités 4970 compétentes emploient cependant d’autres termes aux définitions semblables. Par 4971 exemple, au Québec, les termes « quotient de danger » et « indice de danger » se 4972 rapportent à des risques théoriques alors que les termes « quotient de risque » (« risk 4973 quotient ») et « indice de risque » (« risk index ») sont employés en lien avec des sites où 4974 il y a présence de contamination pour 4975 différencier risque théorique et risque potentiel 4976 existant. L’outil le plus simple pour évaluer un 4977 ÉDP est le quotient de danger (QD), qui est le 4978 rapport de la mesure de l’exposition (terme du 4979 numérateur) et du seuil fondé sur les effets 4980 (terme du dénominateur). Les QD sont 4981 largement utilisés, en particulier dans les 4982 évaluations préalables en raison de leur facilité 4983 d’application et du caractère généralisé des valeurs d’estimation ponctuelle tant pour 4984 l’exposition que pour les effets. Le QD est particulièrement valable comme outil 4985 d’évaluation préalable et, dans certaines évaluations du risque, il peut être le seul outil 4986 requis. Cependant, lorsque les QD sont calculés, il faut prendre garde de ne pas en tirer 4987 plus d’information qu’il n’est justifié et de prendre en considération l’effet d’incertitude 4988 dans le numérateur comme dans le dénominateur (sous-section 5.3.1.1). 4989

Le terme d’exposition d’un QD peut être établi à partir de nombreuses sources (voir la 4990 section 3 pour plus de détails), dont : 4991

Concept clé :

Un quotient de danger est le rapport du terme d’exposition (dose ou concentration) sur l’expression de la réponse :

effetunproduisantSeuil

ExpositionQD =

5-8

• La concentration mesurée dans un milieu environnemental (p. ex., mg/kg de zinc 4992 dans le sol, mg/L de sélénium dans l’eau); 4993

• Une concentration simulée dans un milieu abiotique ou dans des tissus 4994 d’organismes, au moyen d’un modèle (allant d’un simple modèle de partition à un 4995 modèle mécaniste complexe de bioaccumulation et de devenir dans 4996 l’environnement); 4997

• Une dose modélisée pour un organisme (mg/kg par jour) dans un modèle de 4998 réseau trophique ou de transfert trophique. 4999

Le terme de concentration seuil produisant un effet peut aussi provenir de nombreuses 5000 sources (voir la section 4 pour plus de détails), dont : 5001

• Une ligne directrice sur la qualité de l’environnement pour les milieux abiotiques 5002 (sol, sédiments, eau, eau souterraine, etc.); 5003

• Une valeur seuil trouvée dans un recueil de résumés d’études toxicologiques; 5004

• Une valeur seuil découlant d’un examen indépendant de la littérature; 5005

• Une valeur seuil (HCx) issue d’une analyse de la distribution de la sensibilité des 5006 espèces; 5007

• Une valeur seuil propre à un site découlant de l’interprétation des résultats d’une 5008 étude de toxicité ou d’une communauté, pour une plage de taux d’exposition sur 5009 le site évalué; 5010

• Une méta-analyse de plusieurs sources d’information sur les effets (p. ex., 5011 compilation des résultats provenant de nombreuses études pouvant couvrir un 5012 éventail de paramètres et d’espèces). 5013

On peut appliquer les QD à chacune des quatre grandes catégories de preuves. En 5014 pratique, on dérive les QD les plus courants pour des résultats d’analyses chimiques de 5015 milieux abiotiques (p. ex., par comparaison avec les lignes directrices sur la qualité du 5016 sol, de l’eau ou des sédiments), des paramètres de bioaccumulation (p. ex, résultats 5017 préalables par rapport aux recommandations pour les résidus dans les tissus) et des 5018 évaluations des espèces sauvages en fonction de la dose (p. ex., en divisant la dose 5019 estimée dérivée d’un modèle de réseau trophique par une valeur toxicologique de 5020 référence [VTR]). Toutefois, on peut aussi calculer un QD pour une étude de la 5021 communauté ou de la toxicité propre au site. On peut calculer des valeurs de référence 5022 pour des seuils produisant des effets à partir de courbes concentration-réponse tracées 5023 grâce aux données recueillies sur le site39, puis les appliquer à d’autres stations ou 5024 échantillons pour lesquels on ne dispose que de résultats d’analyses chimiques. La 5025

39 Il est question des profils concentration-réponse à la sous-section 5.3.3.

5-9

question du dénominateur du QD est examinée de manière plus approfondie au 5026 chapitre 4 (Évaluation des effets). 5027

5.3.1.1. Erreurs courantes d’application 5028

Même s’ils sont faciles à établir, les QD sont souvent mal interprétés (Allard et coll., 5029 2010). L’erreur la plus fréquente consiste à supposer, de façon erronée, qu’un QD est 5030 directement proportionnel à l’ampleur du « risque ». Les QD ne disent rien quant à la 5031 probabilité qu’un effet nocif se produise, pas plus qu’ils ne traduisent l’ampleur de l’effet 5032 nocif potentiel. Au contraire, un QD typique est calculé à partir d’hypothèses prudentes, 5033 auquel cas le rapport indique seulement si la manifestation des effets nocifs est possible 5034 (QD > 1) ou improbable (QD < 1)40. En pratique, dans le cadre des évaluations du risque 5035 écologique, on s’entend largement pour considérer qu’un quotient de danger inférieur ou 5036 égal à 1,0 indique un risque négligeable pour le paramètre en question, parce que le calcul 5037 du QD s’appuie habituellement sur des hypothèses prudentes. 5038

Une autre erreur fréquente consiste à supposer que les QD mesurés peuvent être 5039 proportionnés pour divers CP de façon à fournir un classement fiable du risque lié au 5040 contaminant (Allard et coll., 2010). Ce n’est cependant pas le cas, car étant donné que la 5041 fiabilité des méthodes du quotient dépend de celle des termes du numérateur et du 5042 dénominateur (et des incertitudes qui y sont associées), le degré de danger n’est pas 5043 directement comparable. Les méthodes de dérivation pour différents CP peuvent donner 5044 lieu à de grandes différences quant au degré de prudence, qui peuvent être masquées dans 5045 la présentation de simples rapports. De même, des valeurs de QD distinctes pour un 5046 même CP ne peuvent pas être réduites à une fonction linéaire du risque (c.-à-d. qu’un QD 5047 de 4 pour la ZPEP 1 ne représente pas nécessairement deux fois plus de risque d’un QD 5048 de 2 pour la ZPEP 2), parce que l’estimation ponctuelle du QD ne rend pas compte du 5049 point d’intersection, de la pente et de la forme de la courbe illustrant la relation 5050 dose-réponse. Des comparaisons fiables ne sont possibles que si on comprend en 5051 profondeur les relations concentration-réponse, les facteurs (d’application) de sécurité et 5052 les incertitudes; or, le QD ne nous dit rien de tout cela. 5053

Bien qu’un QD très élevé laisse supposer un plus grand « risque » qu’un QD légèrement 5054 plus grand que 1, il n’est pas possible de tirer des conclusions en ce qui concerne le 5055 risque relatif d’après les différences des QD (p. ex., des valeurs de QD entre 1 et 10 5056 indiquent un risque modéré, alors que des valeurs de QD supérieures à 10 indiquent un 5057 risque élevé). En outre il serait faux d’affirmer qu’une petite différence de QD a 5058

40 Dans certains cas, la valeur seuil du QD est ajustée à la baisse, passant de 1,0 à 0,1, ou 0,2 ou à toute autre valeur, afin de compenser le manque de données pour l’exposition ambiante. En général, ces méthodes sont arbitraires et devraient être évitées (semblable en cela aux facteurs de sécurité arbitraires); il faut au contraire traiter de manière explicite l’incertitude liée à l’estimation de l’exposition totale.

5-10

beaucoup d’importance (Allard et coll., 2010; Ritter et coll., 2002). C’est pour cette 5059 raison qu’un nombre excessif de chiffres significatifs peut laisser croire à un degré de 5060 certitude et de précision qui, en fait, ne correspond pas à la réalité. On peut arrondir la 5061 plupart des QD à un ou deux chiffres significatifs. 5062

5.3.1.2. Interprétation des quotients de danger 5063

Le fait de calculer le QD à partir d’estimations ponctuelles masque l’incertitude, la 5064 variabilité et le biais sous-jacent aux données41. Par conséquent, pour interpréter un QD, il 5065 faut tenir compte explicitement du choix des termes du numérateur et du dénominateur, et 5066 se poser diverses questions, à savoir : 5067

• Les termes sont-ils des tendances 5068 centrales ou des estimations 5069 prudentes? 5070

• Si on applique une estimation 5071 prudente, celle-ci est-elle fondée 5072 sur des hypothèses du « pire cas » 5073 (p. ex., la concentration maximale 5074 observée et l’espèce la plus 5075 sensible)? 5076

• Est-ce que le terme des effets est fondé sur une DSENO, une DMENO ou sur une 5077 concentration seuil produisant un effet, et a-t-on utilisé la concentration seuil 5078 entraînant une réponse délimitée dans le plan d’étude pour établir le seuil? 5079

• A-t-on appliqué des facteurs d’application (marges de sécurité) aux estimations? 5080

• Les seuils ont-ils été dérivés en prenant compte d’un grand éventail d’études et de 5081 paramètres, ou de données limitées? 5082

• A-t-on évalué l’exposition par des profils détaillés dans l’espace et dans le temps, 5083 ou par des mesures isolées? 5084

• L’exposition a-t-elle été estimée au moyen de modèles incertains ayant un degré 5085 intrinsèque d’incertitude élevé? 5086

41 Dans certains cas, il est possible de calculer un QD quasi probabiliste qui tient compte de certaines incertitudes dans le numérateur ou le dénominateur. On applique rarement cette méthode, mais elle est appropriée si l’examinateur ou l’organisme de réglementation préfère une évaluation du site uniquement sous la forme d’un quotient. S’il est toujours important de faire suivre les types d’incertitudes considérés dans une évaluation probabiliste, cette façon de procéder est particulièrement importante dans les cas où l’évaluation probabiliste se limite au terme des effets ou au terme d’exposition.

Concept clé : Un QD est fiable dans la mesure où l’information utilisée pour déterminer les termes du numérateur et le dénominateur sont fiables. Il n’existe donc pas de système universel permettant d’interpréter l’ampleur d’un QD (au-delà de sa comparaison avec 1,0), et les divers types de QD ne sont pas directement comparables.

5-11

Dans une évaluation préliminaire, la méthode normalisée consiste à appliquer des 5087 mesures prudentes au numérateur (limite supérieure de l’estimation de l’exposition) et au 5088 dénominateur (limite inférieure de lignes directrices prudentes). 5089

De manière générale, l’utilisation des facteurs de sécurité (facteurs d’application) pour le 5090 calcul des quotients de danger est déconseillée, comme il a été expliqué à la section 4.5. 5091 Forbes et Calow (2002) ainsi que Chapman et coll. (1998) examinent les écueils liés à 5092 l’attribution de facteurs de sécurité arbitraires ou implicites dans les évaluations du risque 5093 écotoxicologique. La représentation de l’incertitude des QD est mieux rendue par une 5094 analyse distincte de l’incertitude, qui rend compte d’un éventail plausible d’estimations 5095 du risque selon différentes hypothèses pour les paramètres d’exposition ou d’effets. Pour 5096 ce faire, on peut adopter une méthode probabiliste ou procéder à des analyses limitatives. 5097

5.3.1.3. Lien des QD avec les unités spatiales 5098

Une difficulté de l’application des QD est l’intégration des variations spatiales aux 5099 niveaux d’exposition. Les procédures varient selon les caractéristiques du récepteur qui 5100 fait l’objet de l’évaluation. 5101

• Dans le cas des récepteurs qui occupent un grand domaine vital, on peut calculer 5102 un seul QD pour tout le site42 au moyen d’une mesure de l’exposition comme la 5103 moyenne arithmétique ou la limite supérieure de l’intervalle de confiance de la 5104 moyenne (LSICM) à 95 % associée à la concentration moyenne pour toutes les 5105 valeurs mesurées dans chaque milieu ou la concentration maximale mesurée 5106 (Gilbert, 1987). Le degré de prudence dans le QD qui en découle dépend alors des 5107 mesures utilisées, du nombre d’échantillons et de la variabilité entre les 5108 échantillons. 5109

• Dans le cas des récepteurs sessiles, ou de ceux qui n’occupent qu’un petit 5110 domaine vital, on peut également calculer des quotients de risque distincts dans 5111 l’espace, selon la définition spatiale de la population locale, et la possibilité de 5112 calculer la probabilité de dépasser un quotient de danger d’une ampleur donnée. 5113 On applique généralement cette technique lorsque la méthode d’un QD unique 5114 (évaluation préliminaire) donne une valeur supérieure à 1,0 et lorsque la méthode 5115 d’un QD unique est considérée comme trop prudente. 5116

Étant donné que ces raffinements s’appuient encore sur le QD comme outil sous-jacent à 5117 l’évaluation des risques, leur principale utilisation, pour les sites fortement contaminés, 5118 pourrait être de repérer les zones où il est justifié de procéder à une évaluation du risque 5119 plus détaillée. 5120

42 Si un RP ayant une vaste aire de répartition a des préférences particulières en termes d’habitat qui nuisent à l’utilisation de certaines portions du site, on peut modifier la procédure décrite ici en adaptant les mesures d’exposition (p. ex., en excluant les données concernant des habitats non pertinents).

5-12

5.3.1.4. Indices de danger et QD pour plusieurs substances 5121

L’indice de danger (ID) est une mesure 5122 simple qui sert à regrouper les dangers liés à 5123 de nombreuses substances. L’ID est la 5124 somme des quotients de danger individuels 5125 de substances qui ont le même mécanisme 5126 d’action toxique43. L’hypothèse implicite du 5127 calcul de l’ID est que les risques associés à plusieurs substances s’additionnent lorsque le 5128 mécanisme de l’action toxique est semblable. Comme différents polluants peuvent causer 5129 des effets nocifs semblables sur la santé, il peut être approprié de combiner les quotients 5130 de danger associés aux différentes substances. 5131

Tout comme dans le cas du quotient de danger, les expositions regroupées dont l’ID est 5132 inférieure à 1,0 ne produiront vraisemblablement pas d’effets nocifs. Toutefois, l’ID ne 5133 peut pas être converti en probabilité d’occurrence des effets nocifs, et il n’est 5134 probablement pas proportionnel au risque. 5135

La combinaison de valeurs par sommation (méthode de l’indice de danger) n’est pas 5136 étayée, pour la plupart des substances, par les données toxicologiques existantes. Il y a 5137 deux raisons pour lesquelles on ne recommande pas, pour la plupart des substances, 5138 l’utilisation de l’indice de danger : 5139

• On obtient les QD individuels en faisant preuve de prudence, de sorte que la 5140 somme des QD individuels accentue ce caractère prudent; 5141

• La sommation des risques n’est appropriée que pour les contaminants qui ont le 5142 même mécanisme d’action. La plupart des contaminants agissent selon différents 5143 mécanismes toxicologiques; par conséquent, le fondement scientifique du calcul 5144 de l’ID pour les mélanges de contaminants est faible pour la plupart des 5145 récepteurs. 5146

Lorsque le mécanisme d’action est connu et que la toxicité relative des substances 5147 apparentées peut être quantifiée, il existe des méthodes pour intégrer les effets de groupes 5148 de contaminants apparentés. Ces méthodes s’appliquent à certains groupes de 5149 contaminants connus pour être toxiques selon un seul mode d’action, ou soupçonnés de 5150 l’être. Par exemple, les contaminants organiques non polaires exercent généralement un 5151 effet toxique direct par narcose, un état réversible causé par une interaction non 5152 spécifique des molécules lipophiles avec les membranes biologiques (Escher et Hermens, 5153

43 Remarque : Le CCME a élaboré d’autres indices pour évaluer les effets possibles de plusieurs contaminants. Ainsi, l’indice de qualité des eaux du CCME (www.ccme.ca) évalue la qualité de l’eau d’après un certain nombre de contaminants dont la concentration dépasse les RCQE ainsi que l’amplitude et la fréquence de ces dépassements. L’indice de la qualité de l’eau du CCME mesure la qualité sur une échelle allant de 0 à 100, avec des catégories de qualité de « mauvaise » à « excellente ».

Concept clé : L’indice de danger est la somme des QD individuels des substances qui ont le même mécanisme d’action toxique.

5-13

http://www.ccme.ca/

2002). C’est pourquoi on a élaboré des 5154 lignes directrices qui tiennent compte des 5155 effets cumulatifs des substances chimiques 5156 qui agissent par ce mécanisme (Di Toro, 5157 2000a et 2000b). En outre, dans le cas de 5158 certaines substances organiques chlorées 5159 hydrophobes qu’on soupçonne d’agir par 5160 voie du récepteur d’hydrocarbures 5161 aryliques (récepteur Ah) (c.-à-d., dioxines, 5162 furanes et un sous-ensemble de congénères de BPC), on a élaboré des systèmes 5163 d’équivalents toxiques (ÉT) pour tenir compte simultanément des congénères pertinents 5164 une fois normalisés pour leur affinité de liaison avec le récepteur. Il est acceptable 5165 d’appliquer ces systèmes d’équivalence aux calculs des QD, mais non d’additionner des 5166 QD obtenus par différents systèmes (p. ex., on ne peut pas additionner un QD du total des 5167 BPC à un QD d’un ÉT de BPC, ni additionner un QD des HAP totaux, poids sec, à un 5168 QD établi à partir du modèle de narcose ou à un QD calculé pour un HAP en particulier). 5169 Lorsque de tels systèmes existent, leur application est préférable à celle des indices de 5170 danger, car ces derniers pourraient ne pas tenir compte de la compréhension des 5171 mécanismes qui entrent en jeu relativement à la puissance des contaminants dans les 5172 mélanges44. 5173

Lorsqu’on examine plusieurs contaminants simultanément, plusieurs hypothèses peuvent 5174 s’appliquer au calcul du seuil d’effets, notamment : 5175

• les concentrations des substances dans les mélanges sont additionnées, sans 5176 évaluation du potentiel toxique relatif (p. ex., seuil d’HAP totaux dans les 5177 sédiments qui ne fait aucune distinction entre les différents HAP du mélange); 5178

• les concentrations des substances dans les mélanges sont additionnées et rajustées 5179 selon la puissance relative (p. ex., systèmes d’équivalents toxiques pour les effets 5180 narcotiques des HAP dans l’eau interstitielle, ou pour les dioxines/furanes par 5181 l’entremise de l’affinité de liaison avec le récepteur Ah); 5182

• les concentrations des substances dans les mélanges sont additionnées, mais une 5183 correction de la biodisponibilité est effectuée avant l’évaluation préalable (p. ex., 5184 différence de molarité des sulfures acides volatils et somme des molécules de 5185 métaux extraits simultanément). 5186

Toutefois, pour la plupart des CP, on n’a pas de méthodes établies pour évaluer les effets 5187 synergiques ou antagonistes de leurs interactions avec d’autres substances. 5188

44 Il est à noter que les substances prises individuellement peuvent avoir des niveaux d’effet présumé établis qui sont fondés sur une association empirique (évaluation de cooccurrence) plutôt que sur la puissance relative établie par une évaluation mécaniste relative. Dans le premier cas, la somme des QD n’est pas appropriée.

Concept clé : Il existe quelques méthodes d’intégration des risques associés à des groupes de substances apparentées. Ces méthodes, qui ont un fondement mécaniste, mettent en pratique le concept d’indice de danger. On ne doit pas utiliser les indices de danger lorsque les preuves sur la présence d’un mécanisme d’action commun des substances sont faibles.

5-14

5.3.2. Relations concentration-réponse 5189

Les relations concentration-réponse sont habituellement établies dans le cadre d’une 5190 évaluation des effets, les méthodes générales d’analyse étant d’abord décrites dans 5191 l’énoncé du problème. Cependant, leur utilisation est presque toujours adaptée aux 5192 données, ce qui signifie que c’est souvent dans la caractérisation du risque qu’on trouve 5193 les précisions concernant l’analyse de la relation concentration-réponse. Ainsi, un modèle 5194 de concentration-réponse qui est bien adapté aux données à de faibles concentrations, 5195 mais pas à des concentrations élevées, peut être acceptable si les concentrations mesurées 5196 ou estimées sont faibles. Les relations concentration-réponse sont décrites dans cette 5197 partie plutôt qu’à la section 4, en raison de l’insistance qui est mise sur leur utilisation 5198 dans la pratique. 5199

5.3.2.1. Définition 5200

La relation concentration-réponse offre une 5201 évaluation de la relation statistique qui existe entre 5202 un terme d’exposition et un terme de réponse. Au 5203 lieu de fournir un seul seuil pour décrire la 5204 puissance chimique d’un CP, la relation 5205 concentration-réponse décrit la relation entre 5206 l’exposition et la réponse pour une plage de degrés 5207 d’exposition et d’ampleurs des effets. 5208

5209

0

25

50

75

100

Niv

eau

de ré

pons

e no

rmal

isé

(%)

Concentration du CP dans le sol (mg/kg, poids sec)

10 20 30 40 50 60 700

IC25 = 34 mg/kg

5210 5211 5212

Le graphique ci-dessus est un exemple de relation concentration-réponse pour une seule 5213 expérience. Dans cet exemple, l’axe des y représente la mesure de la réponse, comme la 5214 survie, la croissance, la reproduction ou toute autre mesure toxicologique ou biologique à 5215

Définition :

Relation concentration-réponse – Évaluation mathématique de la relation qui existe entre le terme d’exposition et l’observation d’un effet biologique ou toxicologique.

5-15

l’échelle de l’organisme, de la population ou de la communauté. L’axe des x correspond à 5216 la plage de conditions d’exposition dans lesquelles on a effectué l’expérience (dans cet 5217 exemple, sept taux de traitement répartis également, avec plusieurs répétitions de chaque 5218 traitement et une variance pour chaque traitement, telles qu’indiquées par les barres 5219 d’erreur). 5220

5.3.2.2. Avantages 5221

Le graphique ci-dessus fournit nettement plus de renseignements qu’une estimation 5222 ponctuelle, comme la DSENO ou la DMENO, et ce pour plusieurs raisons : 5223

• l’ampleur de la réponse est définie pour plusieurs concentrations d’exposition. Par 5224 exemple, alors qu’on obtient une réponse de 50 % à une concentration d’environ 5225 40 mg/kg, la ligne verte révèle qu’on a une réponse de 25 % à une concentration 5226 d’environ 34 mg/kg; 5227

• la courbe des réponses illustre l’inclinaison du profil de réponse (absence 5228 complète de réponse en deçà d’un facteur de 3 de la concentration qui produit une 5229 réponse négligeable); 5230

• la variabilité entre les répétitions est illustrée, ce qui fournit une indication de la 5231 variation de la réponse (qui fait partie des incertitudes). 5232

La meilleure procédure consiste à estimer directement les effets ou les risques au moyen 5233 de l’analyse de la relation concentration-réponse. La principale différence est que le 5234 quotient compare l’exposition à une estimation ponctuelle des effets (p. ex., une VTR), 5235 alors qu’une véritable estimation du risque évalue explicitement la relation mathématique 5236 entre l’exposition et le degré de réponse propres au site dans une plage pertinente 5237 d’expositions (c.-à-d., évaluation mathématique de l’ampleur de la réponse par rapport à 5238 la concentration ou à la dose de la substance chimique). 5239

Dans l’exemple ci-dessus, le niveau d’effet de 25 % (34 mg/kg) pourrait être utilisé pour 5240 établir une VTR. Ou bien, on pourrait appliquer une ampleur de réponse plus 5241 contraignante, comme un niveau d’effet de 10 % (25 mg/kg). En reportant sur la courbe 5242 l’exposition mesurée ou estimée, on peut comprendre la réponse estimée pour des 5243 expositions supérieures ou inférieures à ces valeurs d’exposition. Sans une courbe 5244 graphique, il n’est pas possible de comprendre l’ampleur de la réponse associée à 5245 l’exposition mesurée ou estimée. 5246

5.3.2.3. Désavantages 5247

Quoique le concept soit intéressant, l’application des modèles qui reposent sur la relation 5248 concentration-réponse comporte certaines limites, dont les suivantes : 5249

• Dans les systèmes naturels, il est rare d’observer une relation claire entre 5250 l’exposition et la réponse (qu’elle soit linéaire, sigmoïdale ou autre); souvent, la 5251

5-16

relation correspond à une courbe « interrompue » de la réponse par rapport à la 5252 concentration, où au moins un traitement ne suit pas une courbe lisse45. 5253

• Les données limitées (p. ex., un nombre restreint de degrés d’exposition ou un 5254 manque d’informations précises pour les espèces à l’étude) restreignent 5255 l’application de la méthode. 5256

• La relation entre l’exposition et la réponse peut être confondue par d’autres 5257 facteurs. Dans l’exemple donné dans la sous-section précédente, il est plausible 5258 que la réponse soit causée par un facteur en corrélation avec la concentration de 5259 CP, comme le pH du sol ou la taille moyenne des particules. 5260

• Les courbes de relation concentration-réponse sont difficiles (et coûteuses) à 5261 établir pour les conditions propres au site en raison du nombre de répétitions et de 5262 traitements requis pour confirmer la relation. 5263

• Il existe de nombreuses fonctions mathématiques pour quantifier la relation. Le 5264 choix de la fonction appropriée peut représenter une difficulté, particulièrement 5265 quand elle est utilisée pour une extrapolation qui dépasse la plage des expositions 5266 mesurées. Il existe des méthodes formalisées pour la sélection de modèles qui sont 5267 basées sur le critère d’information d’Akaike (CIA) et sur d’autres critères et on 5268 devrait en tenir compte (Burnham et Anderson, 2002). 5269

• Lorsque les données sur la relation concentration-réponse sont établies d’après la 5270 littérature, il faut s’assurer que les résultats soient transférables au contexte du site 5271 étudié. Dans l’exemple ci-dessus, si la relation portait sur des sols bien drainés, 5272 mais que le site présentait des conditions semblables à celles d’une tourbière, la 5273 relation illustrée par la courbe pourrait ne pas s’appliquer au contexte du site. Il en 5274 est de même pour d’autres facteurs propres aux substances chimiques (p. ex., la 5275 spéciation des métaux, les facteurs de modification comme les matières 5276 organiques dissoutes) ainsi que des facteurs biologiques (représentativité de 5277 l’organisme de remplacement, tolérance physiologique des organismes locaux). 5278

Bon nombre de ces désavantages résultent des limites des données. Or, bien que les 5279 limites des données influent aussi sur la capacité d’établir les VTR et les QD ponctuels, 5280 les praticiens ne doivent pas pour autant se détourner d’un examen des relations 5281 concentration-réponse simplement parce que les données sont limitées. En effet, ces 5282 limites des données s’accompagnent d’importantes incertitudes quelles que soient les 5283 méthodes utilisées pour l’évaluation des effets et la caractérisation du risque. 5284

5.3.2.4. Application 5285

45 La figure illustre une relation concentration-réponse théorique pour faciliter la compréhension de la méthode.

5-17

L’estimation du risque « réel » (fondée sur le profil de la relation concentration-réponse) 5286 est ce que le CCME (1996) entendait comme caractérisation « détaillée » du risque. Ceci 5287 concorde avec le fait connu que les méthodes du quotient ne fournissent pas des 5288 estimations du risque parce qu’elles ne permettent pas de caractériser la probabilité et 5289 l’ampleur des effets. Dans certains cas, on a même eu recours aux méthodes du quotient 5290 au-delà du cadre des évaluations préalables du risque, en raison de plusieurs facteurs, 5291 dont le peu de données disponibles pour comprendre la relation concentration-réponse. 5292 Cependant, dans bien des cas, les données sont suffisantes pour soutenir une analyse de la 5293 relation concentration-réponse, et les praticiens devraient tenter, pour les évaluations 5294 détaillées du risque, d’analyser de manière explicite les données sur la relation 5295 concentration-réponse chaque fois que cela est possible. Pour certains paramètres de 5296 mesure (p. ex., les essais de toxicité aquatique effectués sur des séries de dilution), la 5297 caractérisation de la relation concentration-réponse est un aboutissement naturel des 5298 résultats de l’essai. 5299

En plus de leur utilisation dans l’estimation du risque, les données sur la relation 5300 concentration-réponse propres à un site servent aussi à établir la corrélation propre au site 5301 ou à avoir un aperçu quant à la causalité (la causalité et son rôle dans la caractérisation du 5302 risque sont examinés en détail à la section 5.5). Les méthodes corrélatives propres à un 5303 site évaluent l’association entre les concentrations de contaminant et les niveaux de 5304 réponse; elles comprennent des méthodes officielles d’association statistique et des 5305 évaluations qualitatives. On peut établir le niveau de réponse de tout paramètre de mesure 5306 utilisé dans une évaluation du risque, allant du paramètre d’un essai de toxicité (p. ex., 5307 croissance ou reproduction dans une épreuve biologique en laboratoire) à une mesure 5308 directe de la communauté (p. ex., nombre total d’organismes ou de taxons comptés dans 5309 un échantillon d’invertébrés benthiques). 5310

Quelle que soit la façon dont on utilisera les 5311 données sur la relation 5312 concentration-réponse, les modèles 5313 qualitatifs qui établissent un lien entre les 5314 réponses et tout facteur de prévision doivent 5315 être appropriés aux données. Par exemple, il 5316 faut toujours évaluer les résultats 5317 dichotomiques (p. ex., la survie dans un essai 5318 de toxicité) au moyen d’un modèle linéaire 5319 généralisé (p. ex., régression logistique) qui 5320 tient pour acquise la bonne structure (binomiale) d’erreur pour les données. En outre, les 5321 modèles qui correspondent aux données groupées (p. ex., résultats d’essais biologiques 5322 sur des séries de dilution pour plus d’une station d’échantillonnage) doivent s’appuyer sur 5323 des méthodes qui tiennent compte de la nature structurée des données (Pinheiro et Bates, 5324 2000; Wheeler et Bailer, 2009). Bref, en plus de la simple régression linaire, il est 5325 souvent nécessaire d’appliquer des méthodes statistiques avancées. Celles-ci peuvent, de 5326

Concept clé : L’élaboration d’une courbe de relation concentration-réponse requiert qu’on connaisse les hypothèses statistiques sous-jacentes. Les praticiens doivent consulter les protocoles des essais de toxicité ou un biostatisticien lorsqu’ils appliquent des modèles statistiques.

5-18

plus, faciliter l’évaluation des relations concentration-réponse, tout en tenant compte 5327 explicitement et simultanément de l’influence de facteurs catégoriques et continus sur la 5328 nature de la relation. 5329

5.3.3. Conditions de référence ou de surveillance 5330

De nombreux paramètres de mesure biologique ou toxicologique ne peuvent pas être 5331 directement interprétés selon leur valeur nominale (p. ex., une valeur de richesse 5332 spécifique de 12 n’a guère de signification hors de son contexte écologique), mais 5333 nécessitent plutôt qu’on les compare à une condition de référence, si un plan d’étude par 5334 gradient (sous-section 5.3.4) n’est pas 5335 utilisé ou n’est pas réalisable (voir la 5336 sous-section 2.3.5.1 pour une explication 5337 approfondie). C’est ainsi que le plan 5338 d’étude contrôle-impact et d’autres 5339 méthodes comparatives sont 5340 d’importants instruments de 5341 caractérisation du risque. Le protocole 5342 expérimental d’ensemble est établi à la 5343 phase de l’énoncé du problème; la 5344 présente section se penche sur 5345 l’application et l’utilisation des données 5346 dans le cadre de la caractérisation du risque. 5347

Il existe plusieurs types d’échantillons qui peuvent servir à normaliser les réponses d’un 5348 site, notamment : 5349

• témoins négatifs – substrat artificiel propre ou milieu d’essai utilisé en laboratoire 5350 pour évaluer l’acceptabilité des essais. Ils ne sont pas recommandés pour la 5351 normalisation des réponses d’un site, car les conditions en laboratoire ne 5352 représentent pas nécessairement un milieu pertinent pour le site46; 5353

• condition de référence – échantillon du milieu recueilli dans le voisinage général 5354 du site, mais dont on a confirmé la contamination moindre que le site même; 5355

• condition de fond – échantillon du milieu recueilli dans la région à des stations 5356 connues pour leur absence de contamination supplémentaire par rapport aux 5357 concentrations naturellement présentes dans l’environnement. 5358

46 Les milieux du témoin négatif sont principalement destinés à évaluer la sensibilité des organismes d’essais au maniement et à la manipulation; en conséquence, les substrats sont souvent simplifiés ou artificiels (p. ex., sable siliceux), sauf si le laboratoire choisit d’utiliser un substrat naturel. Les praticiens devraient consulter les laboratoires avant les essais et envisager l’utilisation d’autres témoins propres, correspondant mieux aux conditions du site.

Concept clé :

En termes d’utilité pour la caractérisation du risque, les stations de référence et de surveillance sont préférables aux comparaisons avec un témoin négatif. Il faut s’assurer que les stations de référence ne sont pas contaminées et qu’elles correspondent bien aux conditions du site étudié, préférablement avec un nombre suffisant d’échantillons pour évaluer la variabilité et effectuer des tests statistiques.

5-19

Par exemple, si on utilise une méthode axée sur le quotient pour évaluer un ÉDP donné, il 5359 peut être utile de comparer les quotients établis pour les conditions du site aux quotients 5360 établis pour une gamme de conditions à l’extérieur du site. Il arrive qu’il soit aussi 5361 important de comprendre la différence des risques entre un site et une condition de 5362 référence que l’ampleur absolue de l’estimation des risques, en particulier si on a adopté 5363 des hypothèses prudentes pour l’évaluation du risque. Par exemple, dans certains milieux, 5364 la minéralisation naturelle peut faire augmenter les concentrations de fond régionales 5365 au-delà des valeurs de référence et générer des valeurs de QD pour les métaux 5366 supérieures à 1,0 qui sont de « faux positifs ». 5367

Dans le cas des évaluations du risque pour les espèces sauvages fondées sur la dose 5368 totale, les méthodes comparatives sont particulièrement utiles pour déterminer comment 5369 divers milieux d’exposition contribuent au risque supplémentaire sur le site, par rapport à 5370 l’extérieur du site. 5371

Une application particulière d’un plan d’étude contrôle-impact, fondée sur l’application 5372 de méthodes multivariées, est l’approche des conditions de référence (ACR, qu’on 5373 appelle également l’approche d’enveloppe de référence). Cette procédure peut 5374 s’appliquer à des études toxicologiques et à des études de communautés sur le terrain. 5375 Celle-ci a été proposée comme alternative en vue d’échapper aux limites des échantillons 5376 de référence et des témoins négatifs. Ces limites comprennent les écarts dans les 5377 caractéristiques des non-contaminants (substrat, habitat, etc.) ainsi que la faible puissance 5378 statistique de la comparaison d’un grand nombre d’échantillons à un seul témoin ou un 5379 seul échantillon de référence. L’ACR pour l’échantillonnage des invertébrés benthiques 5380 (Reynoldson et coll., 1997) consiste à choisir plusieurs lieux de référence dans une base 5381 de données de référence comme « témoin » et des sites d’essai séparés comme 5382 échantillons de traitement, et à appliquer des méthodes d’ordination multivariées (p. ex., 5383 la mise à l’échelle multidimensionnelle non métrique) pour distinguer les tendances entre 5384 les échantillons. Les bandes (ovales) de confiance autour des données (figure 5-1) 5385 indiquent le degré de similitude statistique des échantillons à l’étude, en lien avec la série 5386 d’échantillons de référence. C’est sur cette approche que s’appuie actuellement le Réseau 5387 canadien de biosurveillance aquatique (RCBA) (Reynoldson et coll., 2006) et elle a été 5388 préconisée dans le sud de la Californie pour l’interprétation des données biologiques 5389 (SWAMP, 2009). Environnement Canada a mis au point une méthode semblable pour 5390 déceler la variation dans les paramètres toxicologiques de référence dans la région des 5391 Grands Lacs : les données toxicologiques sont d’abord normalisées selon la portée, puis 5392 on applique la distance euclidienne (une mesure de similitude multivariée) comme 5393 coefficient de distance. 5394

Il est cependant difficile avec cette méthode de déterminer et de recueillir des données sur 5395 un bassin de sites de référence assez vaste pour garantir que les données sont probantes. 5396 Dans l’application de la méthode des lieux de référence, l’application uniforme des 5397 critères de sélection pour les lieux de référence est requise, de même qu’une vérification 5398 de la pertinence écologique pour s’assurer que les stations de référence conviennent bien 5399

5-20

aux stations exposées pour ce qui est des principales variables environnementales 5400 (enrichissement organique, type de substrat, profondeur, etc.). L’ACR, telle qu’appliquée 5401 par le Réseau canadien de biosurveillance aquatique (RCBA), requiert également un 5402 bassin considérable de sites de référence qui répondent à ces critères. 5403

5404

5-21

Figure 5-1. Illustration de l’approche des conditions de référence pour les 5405 communautés d’invertébrés (Reynoldson et coll., 2006) 5406

Ellipse 90 %

Ellipse 99 %

Ellipse 99,9 %

Non stressée

Potentiellement stressée

StresséeGravement

stressée

Axe 1

Axe

2

0

-2

2

-1

1

-3

3

0 1 2-1-2-3

5407 5408 Les communautés d’invertébrés du site étudié qui se situent dans l’ellipse de probabilité de 90 % sont 5409 considérées comme étant équivalentes à celles du site de référence. Dans une ellipse de probabilité de 5410 99 %, elles sont possiblement différentes. À l’intérieur de l’ellipse de probabilité de 99,9 %, elles sont 5411 différentes, et à l’extérieur de l’ellipse de probabilité de 99,9 %, elles sont très différentes. 5412

5413

5414

5-22

5.3.4. Plans d’étude par gradient 5415

Compte tenu des difficultés d’établir des conditions de références auxquelles peuvent être 5416 comparées les conditions du site, il faut envisager, lorsque cela est possible, des 5417 protocoles expérimentaux fondés sur les gradients; le protocole précis doit alors être 5418 déterminé dans le cadre de l’énoncé du problème (voir la sous-section 2.3.5 pour des 5419 explications approfondies). Par exemple, en présence d’une source ponctuelle connue de 5420 contaminants, il peut être utile de corréler les mesures de la réponse à la distance de cette 5421 source ponctuelle. Au contraire, si les concentrations des contaminants sont connues, le 5422 gradient peut être simplement basé sur une catégorisation d’unités spatiales en fonction 5423 de ces concentrations. Si on songe à un plan d’étude par gradient dans une évaluation du 5424 risque, il faut se demander comment faire correspondre le mieux possible le concept 5425 d’échantillonnage au devenir et aux voies de transport du contaminant. Par exemple, la 5426 détermination des gradients spatiaux peut tenir compte de ce qui suit : 5427

• la distance ou la 5428 direction par rapport à 5429 une source connue; 5430

• les gradients observés 5431 antérieurement dans 5432 les concentrations de 5433 contaminant; 5434

• l’interaction avec des facteurs physiques comme la profondeur de l’eau, la salinité 5435 et le type de substrat. 5436

Pour l’application de la méthode par gradient, il est souhaitable d’assurer la 5437 représentation d’une vaste gamme de niveaux d’exposition, allant d’une exposition aux 5438 conditions de fond (ou presque) jusqu’au « pire cas » d’exposition observé sur le site. 5439 Plus la gamme de concentrations d’exposition est étendue, meilleure sera la capacité à 5440 caractériser la relation concentration-réponse. Une définition vague des gradients ou des 5441 gradients faibles introduisent une incertitude additionnelle dans l’évaluation des réponses. 5442 En outre, si la gamme des niveaux d’exposition est restreinte, la variabilité naturelle peut 5443 masquer une relation sous-jacente significative qui serait autrement révélée avec une plus 5444 grande variété de conditions d’exposition. 5445

5446

Concept clé : En examinant les gradients potentiels, les praticiens pourraient devoir s’intéresser à d’autres renseignements que les concentrations brutes de CP, comme des facteurs qui influent sur la biodisponibilité (carbone organique, particules de charbon, sulfures) ou des facteurs physiques (habitat, substrat).

5-23

5.3.5. Techniques multivariées 5447

5.3.5.1. Définition 5448

L’analyse statistique multivariée désigne n’importe laquelle des diverses méthodes 5449 statistiques utilisées pour l’analyse simultanée de plus de deux variables. L’évaluation 5450 des effets à l’échelle de la communauté ou de l’écosystème fait habituellement intervenir 5451 la mesure d’un grand nombre de variables abiotiques et biotiques. L’évaluation isolée de 5452 chaque variable ou de nombreuses 5453 analyses bivariées peuvent être lourdes 5454 et difficiles à interpréter, et il se peut 5455 également qu’elles ne puissent détecter 5456 les tendances qui émergent des 5457 interactions entre les variables. Les 5458 techniques multivariées peuvent servir à 5459 résumer des tendances générales à partir 5460 d’une grande série de variables (Bier, 5461 1999; Environnement Canada, 2002; Fairbrother et Bennett, 2000; Sparks et coll., 1999; 5462 USEPA, 2007c). Après que le nombre de variables a été réduit, on peut évaluer les 5463 tendances dans les données et les comparer à d’autres données (p. ex., si un ensemble de 5464 données d’analyse chimique est ramené à quelques variables sommaires, ces variables 5465 peuvent être corrélées à des données sur la toxicité en utilisant des techniques de 5466 régression multiple ou d’autres techniques semblables). 5467

Même si on peut expliquer les techniques multivariées générales à l’étape de l’énoncé du 5468 problème, souvent, ce n’est qu’après avoir évalué les données qu’on peut donner des 5469 précisions sur l’analyse. Les grands types d’applications des techniques multivariées dans 5470 la caractérisation du risque comprennent, entre autres, l’ordination, le regroupement et la 5471 discrimination, et la recherche de relations entre des ensembles de variables 5472 (correspondances). On trouvera dans les annexes du document publié par le 5473 SAB-CS (2008) un aperçu des méthodes statistiques multivariées courantes et des pièges 5474 potentiels liés à leur application (Landis et coll. [2011] abordent aussi la question des 5475 pièges potentiels). Voir Sparks et coll. (1999) pour plus de détails sur certaines 5476 techniques particulières qui ont été appliquées à l’évaluation du risque. En raison de la 5477 complexité des techniques multivariées par rapport à la statistique univariée, il faudra 5478 consulter un statisticien qualifié ayant de l’expérience dans les études biologiques et 5479 écologiques. 5480

• Les techniques d’ordination (p. ex., analyses en composantes principales [ACP]) 5481 réduisent un grand ensemble de variables en un plus petit ensemble de facteurs 5482 dont chacun est une combinaison de variables qui contiennent le plus 5483

Concept clé : Les méthodes multivariées visent à simplifier les ensembles de données complexes, avec de nombreux paramètres, en un nombre plus petit de variables qui expliquent la plus grande partie de la variabilité, tout en étant plus simples à comprendre.

5-24

d’information possible sur les variables originales. De cette façon, on peut réduire 5484 un ensemble multidimensionnel de données en une forme plus facile à interpréter. 5485

• Les techniques de regroupement par grappes et de discrimination détectent 5486 les regroupements naturels dans les unités d’échantillonnage (p. ex., les groupes 5487 les plus semblables de lieux d’échantillonnage) et les paramètres qui contribuent 5488 le plus à cette similitude (p. ex., abondance de certaines espèces). 5489

• Les techniques d’analyse des correspondances (p. ex., analyses de 5490 correspondance canonique [ACC]) détectent le degré de covariance entre les 5491 ensembles de variables (p. ex., concentrations de plusieurs substances chimiques 5492 par rapport à l’abondance de plusieurs espèces) de même que les variables dans 5493 chaque ensemble qui contribuent le plus à cette covariance. 5494 5495

Axe multidimensionnel 1

Axe

mul

tidim

ensio

nnel

2

0

-2

2

-1

1

-3

3

0 1 2-1-2-3

Référence Lointains Rapprochés 5496

Dans l’exemple ci-dessus, on a appliqué l’analyse multidimensionnelle non métrique aux 5497 données d’une communauté d’invertébrés du sol, en utilisant l’abondance des principaux 5498 groupes taxonomiques comme entrées. L’analyse multidimensionnelle non métrique 5499 obtenue a réduit la dimensionnalité à 2. Dans cet exemple, les stations lointaines (que 5500 l’on présume définies par les mesures de distance ou de concentration) chevauchent 5501 énormément les conditions de référence, alors que les stations rapprochées ne les 5502

5-25

chevauchent que partiellement. Pour interpréter les axes, il est nécessaire de corréler les 5503 cotes des axes avec des variables individuelles. 5504

5.3.5.2. Avantages et désavantages 5505

Les méthodes multivariées examinées précédemment visent principalement à explorer les 5506 données et sont habituellement utilisées pour déceler les tendances qui justifient qu’on 5507 procède à une évaluation quantitative plus précise. Elles permettent d’extraire des 5508 ensembles de données complexes et de les réduire à un petit nombre de dimensions 5509 (habituellement deux ou trois) qui retiennent les principales sources de variation des 5510 données. Les méthodes multivariées conviennent aux représentations graphiques des 5511 résultats (p. ex., dendrogrammes d’analyse par grappes, graphique d’ordination) qui sont 5512 souvent intuitifs par rapport à la grande classe des graphiques univariés (p. ex., matrice 5513 d’intercorrélation). Il faut tirer profit de ces avantages tout en tenant compte des 5514 inconvénients suivants : 5515

• la complexité dans l’interprétation et la communication des résultats, et le besoin 5516 d’une évaluation en profondeur des hypothèses sous-jacentes aux procédures 5517 statistiques appliquées; 5518

• les méthodes multivariées sont généralement exploratoires et, par conséquent, ne 5519 peuvent pas être définies en profondeur avant l’acquisition des données (p. ex., on 5520 ne peut pas définir a priori le nombre de dimensions requises); 5521

• les données environnementales tendent à enfreindre les cadres statistiques 5522 paramétriques (p. ex., normalité des distributions, indépendance des intrants, etc.), 5523 ce qui nécessite une grande circonspection au moment de les appliquer et de les 5524 interpréter, ou encore l’utilisation de techniques non paramétriques; 5525

• le produit de certaines méthodes multivariées ne peut pas se traduire facilement en 5526 règles permettant de prendre des décisions importantes en matière d’écologie. Par 5527 exemple, les axes d’une ACP d’ordination ne comportent pas d’unités définies; 5528 par conséquent, les différences relatives à une dimension quelle qu’elle soit sont 5529 difficiles à interpréter en termes de pertinence environnementale; 5530

• certaines méthodes sont sensibles aux contraintes relatives aux données comme 5531 des valeurs manquantes ou des concentrations non détectées; 5532

• il faut évaluer la signification de chaque axe par des corrélations avec les intrants 5533 individuels. 5534

En ce qui a trait à l’interprétation des résultats, une des questions importantes concernant 5535 la caractérisation du risque réside dans la façon de noter et de soupeser les résultats des 5536 méthodes d’ordination. Les résultats de ces techniques ne conviennent pas à une CI20 ou 5537 à une autre catégorisation fondée sur l’ampleur de l’effet. Le résultat est utile pour 5538 identifier les effets (différences relatives entre les stations, les regroupements des stations, 5539

5-26

ou par rapport à des conditions de référence), mais l’interprétation de l’importance 5540 écologique est plus ardue. Pour déterminer si les différences entre les stations sont 5541 significatives en termes écologiques, il faut une évaluation en deux étapes : 5542

• l’analyse des facteurs et variables qui ont causé la différence observée dans 5543 l’ordination (p. ex., quels sont les taxons plus ou moins courants aux extrémités 5544 de chaque axe de l’analyse multidimensionnelle non métrique); 5545

• l’évaluation de l’importance fonctionnelle de ces différences pour ce qui est de la 5546 santé de la communauté. Cette étape fait appel au jugement professionnel, 5547 puisqu’elle nécessite qu’on fasse une distinction entre les différences observées 5548 (qui ne se sont pas nécessairement négatives) et les différences qui indiquent une 5549 dégradation de la communauté. 5550

Une application précise des méthodes multivariées (l’approche des conditions de 5551 référence) a été exposée plus en détail ci-dessus, dans cette section. 5552

5.3.6. Méthodes probabilistes 5553

Les méthodes probabilistes reconnaissent que 5554 les éléments écologiques naturels ne sont pas 5555 constants, mais plutôt variables et complexes 5556 et que nous ne comprenons pas 5557 complètement leurs propriétés. Les modèles 5558 probabilistes décrivent l’état d’au moins une 5559 variable aléatoire comme une distribution de 5560 valeurs possibles plutôt que de valeurs fixes 5561 (estimations ponctuelles). Dans les méthodes 5562 probabilistes, on tient pour acquis que 5563 d’importants paramètres biologiques, chimiques, physiques et environnementaux varient 5564 ou sont incertains et que, par conséquent, on les décrit au moyen de distributions. 5565

La plupart des évaluations du risque écologique font appel à des estimations ponctuelles 5566 de l’exposition et à des paramètres d’effets. Cette façon de faire est acceptable pour de 5567 nombreuses évaluations (p. ex., les évaluations préliminaires), car l’utilisation 5568 d’estimations ponctuelles avec le degré de prudence approprié pour tenir compte des 5569 incertitudes parvient effectivement à dépister de nombreuses voies de contamination avec 5570 relativement peu d’efforts. Par contre, pour ce qui est des risques résiduels, il est parfois 5571 difficile de vérifier si l’évaluation du risque n’aurait pas subi l’influence d’une prudence 5572 cumulée. En outre, dans le cas de certains paramètres, il est parfois difficile d’incorporer 5573 la prudence, car le caractère prudent d’un paramètre dépend de la façon de l’appliquer. 5574

Par exemple, on peut privilégier un aliment donné (p. ex., le poisson consommé par le 5575 vison) dans une méthode de modélisation prévisionnelle pour surestimer l’exposition par 5576 consommation (car le poisson a tendance à avoir des concentrations plus élevées de 5577

Concept clé : Les méthodes probabilistes remplacent les estimations ponctuelles par des distributions. Ces méthodes peuvent simuler l’effet des variations naturelles (stochasticité), l’incertitude au chapitre des connaissances (incertitude relative à l’individu moyen), ou une combinaison des deux.

5-27

contaminants par rapport à d’autres denrées). Toutefois, si l’évaluation du risque vise à 5578 déterminer la concentration seuil de diverses denrées, afin que la dose totale consommée 5579 par jour ne dépasse pas la VTR, la situation est plus complexe. Plus précisément, le calcul 5580 du taux d’ingestion de tous les aliments serait biaisé vers la voie de contamination par le 5581 poisson, de sorte que la sensibilité à une modification de la contamination de l’eau serait 5582 exagérée, et qu’on minimiserait l’importance de la modification de la contamination 5583 terrestre. Dans une telle situation, l’utilisation intentionnelle de l’estimation ponctuelle la 5584 plus élevée de la préférence alimentaire se traduirait par une décision relative à la gestion 5585 des sols (p. ex., dérivation d’un seuil de concentration dans le sol) qui irait à l’encontre de 5586 l’objectif de prudence. Les méthodes probabilistes peuvent contribuer à résoudre de tels 5587 problèmes en représentant les paramètres sous la forme d’une plage de valeurs plausibles 5588 plutôt que de compter uniquement sur la pertinence d’une estimation ponctuelle. 5589

On peut utiliser les méthodes probabilistes lorsqu’on emploie la méthode de quotient, ou 5590 lorsqu’on examine l’information contenue dans la relation concentration-réponse (c.-à-d. 5591 l’estimation du risque réel). Dans le premier cas, le résultat pourrait être une distribution 5592 des probabilités des quotients qui permettrait d’estimer la probabilité que QD > 1. Dans 5593 le deuxième cas, le résultat d’une évaluation probabiliste peut être une distribution des 5594 probabilités des taux d’effets, où l’intégration de cette distribution fournit une estimation 5595 du risque attendu plutôt qu’une estimation maximale probable du risque. L’évaluation 5596 probabiliste du risque reconnaît explicitement la nature stochastique ou incertaine des 5597 paramètres du modèle et tente de décrire l’effet de multiples distributions de paramètres 5598 liées entre elles. Les méthodes probabilistes peuvent être appliquées séparément durant 5599 l’évaluation de l’exposition ou l’évaluation des effets, mais elles peuvent aussi être 5600 appliquées durant la caractérisation du risque. Certaines précisions concernant les 5601 méthodes probabilistes sont examinées à la section 5.6, dans le contexte de l’évaluation 5602 des incertitudes. D’autres indications ainsi que des références sont résumées dans Suter 5603 (2007). 5604

5605

5.4. Étape 3 – Préparer un sommaire des données compilées 5606

Un outil de caractérisation du risque relativement simple, mais efficace, consiste à 5607 préparer un sommaire simplifié des données. Il s’agit simplement de résumer la plage des 5608 données obtenues pour les paramètres (sans interprétation élaborée), en organisant les 5609 résultats de plusieurs paramètres par station d’échantillonnage, par type d’habitat ou par 5610 unité de gestion. L’évaluateur du risque (ou l’examinateur) peut se référer à ce tableau 5611 dans le cadre de la caractérisation du risque. Les données compilées constituent une 5612 référence utile qui pourrait se perdre dans un processus complexe de détermination du PP 5613 (section 5.5). Un exemple de sommaire simplifié de données compilées est présenté 5614 ci-dessous. Les données (normalisées par rapport aux lignes directrices et aux conditions 5615 de référence) sont classées par catégories de réponse, sans autre interprétation. 5616

5-28

Substance chimique Toxicité Communauté

Station Métaux HAP Amphipodes Bivalves Abondance de la faune benthique

Richesse des taxons

Paramètre As – Cu Concentration faible, Concentration élevée, Concentration totale

Survie – Réenfouissement

Survie – Développement

Total – Sensible Nombre de taxons

NF-1 | | | | | |

NF-2 | | | | | |

FF-1 | | | | | |

FF-2 | | | | | |

FF-3 | | | | | |

FF-4 | | | | | |

• Données sur les substances chimiques : indique des valeurs inférieures à la RCQS; indique 5617 les valeurs supérieures à la RCQS, le nombre dans le symbole représentant le degré de 5618 dépassement. 5619

• Données sur la toxicité : indique un effet négligeable à faible (< 20 %); indique un effet 5620 modéré (de 20 à 50 %); indique un effet élevé (> 50 %) (tous par rapport à la valeur de 5621 référence); 5622

• Données sur les espèces benthiques : indique un effet négligeable à faible (< 20 %); indique 5623 un effet modéré [de 20 à 50 %]; indique un effet élevé (> 50 %) (tous par rapport à la valeur de 5624 référence); 5625

Le tableau ci-dessus donne des précisions pour chaque échantillon, mais demeure 5626 simplifié, et ce, de deux façons. D’abord, il compartimente les données brutes en 5627 catégories plutôt que de consigner l’ampleur réelle de l’effet. Puis, il présente uniquement 5628 l’information sur l’ampleur des effets, sans transmettre de renseignements sur la 5629 causalité, l’incertitude, la pertinence écologique ou tout autre attribut qui pourrait être 5630 opportun pour évaluer les ÉDP. Ce tableau simplifié est probablement plus approprié 5631 dans les cas où les données indiquent que les risques sont minimes, ou encore lorsque la 5632 complexité du profil de réponse est faible. 5633

Une autre option, qui s’applique davantage aux cas où les données laissent entrevoir des 5634 réponses plus importantes ou complexes, consiste à présenter les valeurs absolues des 5635 réponses par paramètres (avec des valeurs numériques, mais sans catégorisation) et à 5636 présenter aussi les informations brutes sur l’évaluation de la causalité (en vue d’appuyer 5637 l’évaluation du PP, décrite à la section 5.5 ci-dessous). Un exemple de format pour un 5638 ÉDP unique (abondance des invertébrés du sol) est donné ci-dessous. Ce type de résumé 5639 tente de présenter l’information selon sa valeur nominale, sans en faire une interprétation 5640 compliquée. Dans un tel cas, les résultats ne sont habituellement pas présentés pour 5641 chaque échantillon, mais pour tout un site ou une portion de site. 5642

5-29

La difficulté réside dans la présentation d’une version condensée des résultats obtenus sur 5643 le terrain (par souci de simplicité ou pour en faire l’examen) sans pour autant manipuler à 5644 l’excès les données ou faire appel au jugement professionnel. Les sommaires de données 5645 peuvent avoir des portées différentes, mais leur rôle, pour ce qui est de faciliter l’examen 5646 par les organismes de réglementation et autres, ne doit pas être sous-estimé. Les formats 5647 présentés ici comportent tous deux des avantages et des désavantages, ainsi qu’on l’a 5648 décrit précédemment; il s’ensuit que pour des ÉRÉ complexes, il peut être approprié 5649 d’utiliser les deux présentations. 5650

ÉDP Ampleur Incertitude relative à l’ampleur

Preuve de causalité

Incertitude relative à la causalité

Abondance des communautés d’invertébrés du sol

Abondance moyenne de 15 % inférieure à la condition de référence

Le test t est non significatif (p = 0,22), mais la taille de l’échantillon est limitée; la condition de référence est basée sur 3 sites seulement.

La régression linéaire indique une faible corrélation inverse de l’abondance avec les concentrations de zinc dans le sol.

La régression est non significative (p = 0,48) et explique peu la variation (r2 = 0,08). Le meilleur prédicteur de l’abondance est l’humidité du sol (légèrement significative avec p = 0,09).

5651

5652

5-30

5.5. Étape 4 – Appliquer la procédure de détermination du 5653 poids de la preuve 5654

Le terme « poids de la preuve » (PP) est défini dans le présent document comme la 5655 moyenne de toute procédure visant à regrouper les renseignements de divers éléments de 5656 preuve scientifiques afin de tirer une conclusion relative à la probabilité et à l’ampleur 5657 des dommages. Cette définition englobe un éventail de pratiques, allant de l’évaluation 5658 axée sur le meilleur jugement professionnel (MJP) aux méthodes quantitatives 5659 complexes. On recommande une procédure par défaut de détermination du poids de la 5660 preuve (voir l’encadré ci-dessous) qui peut être appliqué à la plupart des sites. 5661

5662

À l’étape de détermination du PP, on intègre les résultats obtenus pour chaque élément de 5663 preuve à l’étape 2 (et résumés à l’étape 3). On établit ainsi une structure de base pour 5664 toutes les évaluations du PP qui apporte le degré de cohérence et de transparence 5665 nécessaire à un examen technique du document. Les sous-sections suivantes fournissent 5666 une justification et donnent les détails relatifs à la procédure par défaut prescrite pour 5667 réaliser des évaluations du PP, comme il est indiqué dans l’encadré qui précède. 5668

Concept clé :

La procédure par défaut recommandée dans le présent document prévoit les étapes suivantes :

1. Il faut résumer chaque ÉDP d’après : a) l’ampleur des effets (y compris l’étendue spatiale); b) la preuve de relations causales entre contaminants et effets; c) la pertinence écologique. Les méthodes pour coter ou classer chaque attribut doivent être préalablement établies (p. ex., comme au tableau 5-1). Les derniers tableaux sommaires des ÉDP devraient être organisés en fonction des paramètres d’évaluation; des exemples d’ÉDP types sont donnés aux tableaux 5-2 (écosystème terrestre) et 5-3 (écosystème aquatique).

2. Dans le cadre du sommaire des ÉDP, il faut évaluer l’incertitude quant à l’ampleur des effets et la preuve de causalité pour chaque ÉDP (l’incertitude est évaluée dans ses grandes lignes à l’étape 5 après la procédure de détermination du PP, mais doit aussi être évaluée à cette étape-ci afin de caractériser l’incertitude propre à l’ampleur et à la causalité pour chaque ÉDP).

3. Pour chaque paramètre d’évaluation, il faut faire une évaluation intégrée des résultats obtenus pour tous les ÉDP, en tenant compte du degré de concordance entre les divers ÉDP pour le paramètre d’évaluation en question (en d’autres mots, est-ce que les ÉDP indiquent la même chose?). Les évaluations intégrées devraient être basées sur une justification écrite dans laquelle il est clairement exposé comment l’évaluation globale a été dérivée.

5-31

5.5.1. Objet du cadre de travail et type de PP 5669

Le présent document propose une méthode par défaut de détermination du PP qui 5670 s’appuie sur la méthode prescrite, en trois étapes, décrite dans le précédent encadré. La 5671 méthode par défaut de détermination du PP décrite ci-dessous peut probablement être 5672 mise en œuvre dans la plupart des sites. D’autres méthodes de détermination du PP ont 5673 été décrites dans la littérature scientifique et peuvent être utilisées si elles sont mieux 5674 adaptées à certains sites ou à des types particuliers d’ÉRÉ. Linkov et coll. (2009) ont 5675 fourni un résumé utile, quoique simplifié, d’un éventail de procédures existantes de 5676 détermination du PP (figure 5-2). Les auteurs font remarquer que, même si toutes les 5677 procédures de détermination du PP peuvent traiter des caractères qualitatifs aussi bien 5678 que quantitatifs, on peut les classer par degré croissant de quantification le long d’un 5679 continuum. 5680

Un degré de quantification intermédiaire peut se révéler approprié dans la plupart des cas 5681 (Suter et Cormier, 2011), et est donc recommandé comme point de départ pour les sites. 5682 Les méthodes les plus qualitatives et les plus quantitatives (c.-à-d., les extrêmes le long 5683 du continuum illustré à la figure 5-2) ne sont souvent pas appropriées, car les premières 5684 ne constituent pas un moyen transparent de parvenir à des conclusions intégrées, et les 5685 dernières peuvent être difficiles à comprendre par les gestionnaires du risque ou les 5686 parties intéressées en raison de la complexité de calcul. Cela ne signifie pas que de telles 5687 méthodes ne s’appliquent jamais, mais plutôt qu’il est nécessaire de donner des 5688 explications quand une méthode « extrême » est choisie, et de tenir compte des faiblesses 5689 potentielles de ces méthodes au moment de leur mise en œuvre. 5690

5691

5-32

Figure 5-2. Classification des méthodes de détermination du PP dans 5692 l’évaluation du risque (Linkov et coll., 2009) 5693

5694

Énumération des preuves

Meilleur jugement professionnel

Critère logique/causal

Indice/Cote

Entièrement quantitative

Méthodes qualitatives

Méthodes quantitatives 5695

Méthode Description de la méthode Énumération des preuves

Présentation des éléments de preuve, sans tentative d’intégration

Meilleur jugement professionnel

Intégration qualitative de plusieurs éléments de preuve

Critère causal Méthode axée sur les critères pour déterminer la relation entre la cause et l’effet

Logique Évaluation normalisée de chaque élément de preuve d’après des modèles logiques qualitatifs

Cote Intégration quantitative de plusieurs éléments de preuve au moyen d’une simple pondération ou d’un classement.

Indice Intégration des éléments de preuve en une seule mesure d’après les modèles empiriques

Quantification Évaluation intégrée au moyen d’une analyse officielle de prise de décisions et de méthodes statistiques

5696

5697

5-33

Les grands principes énumérés ci-dessous devraient être intégrés à la procédure par 5698 défaut de détermination du PP ou à toute autre procédure qui serait utilisée : 5699

• L’intégration des ÉDP doit se faire dans le contexte des paramètres d’évaluation, 5700 des CVÉ et des objectifs de protection de l’environnement. Plus précisément, le 5701 PP doit tenir compte du niveau d’organisation à l’étude (individu, population, 5702 communauté) et examiner explicitement le lien qui existe entre les divers ÉDP à 5703 ce niveau. 5704

• Il faut évaluer l’ampleur des réponses observées pour divers paramètres de mesure 5705 au moyen de règles aussi uniformes que possible, afin de pouvoir comparer divers 5706 ÉDP au moyen de critères de décisions compatibles. 5707

• Il faut évaluer avec soins la coïncidence ou la divergence des résultats de 5708 multiples paramètres de mesure. 5709

• Les déterminations du PP peuvent être qualitatives ou quantitatives, mais elles 5710 doivent toujours être transparentes. 5711

• On peut exercer son jugement professionnel, mais en appliquant une analyse 5712 transparente, afin de pouvoir déceler l’influence du jugement professionnel sur les 5713 résultats. 5714

• Le degré de confiance dans la conclusion de chaque paramètre est presque aussi 5715 important que la conclusion elle-même. 5716

En d’autres mots, lorsqu’il présente les résultats d’une évaluation, l’évaluateur du risque 5717 doit s’efforcer de respecter les principes suivants (TCCR; USEPA, 2000) : 5718

• transparence; 5719

• clarté; 5720

• cohérence; 5721

• caractère raisonnable. 5722

Ces importants principes sont parfois difficiles à quantifier, mais revêtent de l’importance 5723 dans toute évaluation du risque. Dans certaines situations, comme dans le cas d’une ÉRÉ 5724 effectuée pour le PASCF, ces principes sont des aspects obligatoires de la procédure de 5725 détermination du PP. 5726

5727

5728

5729

5730

5731

5-34

5.5.2. Principaux attributs utilisés pour évaluer les ÉDP 5732

L’application du PP repose en partie sur la prise en compte des attributs utilisés pour 5733 évaluer chaque ÉDP. La procédure par défaut de détermination du PP recommandé pour 5734 les sites fédéraux prend en considération les attributs suivants47: 5735

1. Ampleur de la réponse (incluant l’ampleur de l’effet, la probabilité de 5736 l’occurrence, l’échelle spatiale et l’échelle temporelle) et l’incertitude qui y est 5737 associée; 5738

2. Preuve de causalité (est-il probable que la réponse observée soit associée aux 5739 contaminants propres au site?) et l’incertitude qui y est associée; 5740

3. Pertinence écologique (dans quelle mesure l’ÉDP représente-t-il le paramètre 5741 d’évaluation à l’étude?). 5742

Chacun de ces attributs est examiné ci-dessous. La liste des attributs met en évidence 5743 l’importance de l’ampleur et de la causalité, même si, dans une certaine mesure, on peut 5744 les évaluer de façon séquentielle : si l’ampleur de la réponse est de zéro (c.-à-d. il n’y a 5745 aucun effet), il n’est pas nécessaire de rechercher une cause. Inversement, si on mesure 5746 une forte réponse, l’évaluation de la causalité revêt alors une importance cruciale (pour 5747 plus d’explications, voir Landis et coll., 2011; Hull et Swanson, 2006; Suter, 2007; Suter 5748 et coll., 2010). 5749

Dans le cas de la procédure par défaut de détermination du PP, l’incertitude concernant 5750 l’ampleur de la réponse et la preuve de causalité n’est pas considérée comme un attribut 5751 indépendant en soi, mais comme faisant partie intégrante de l’évaluation de chaque ÉDP. 5752 L’incertitude dépend de nombreux facteurs, notamment la qualité des données, la 5753 capacité de l’ÉDP à détecter l’ampleur des effets à l’étude, la mesure dans laquelle les 5754 réponses sont propres aux stresseurs à l’étude, et la représentativité spatiale et temporelle 5755 des données. Nombre de ces facteurs sont énumérés à la sous-section 2.3.4.3, dans le 5756 cadre de la sélection de l’ÉDP48. Une évaluation rigoureuse du PP de l’incertitude doit 5757 prendre ces facteurs en considération. 5758

Il est important de souligner que la pertinence écologique ainsi que certains des facteurs 5759 qui influent sur l’incertitude sont pris en considération non seulement à l’étape de la 5760 caractérisation du risque, mais aussi à celle de l’énoncé du problème (voir la 5761 sous-section 2.3.4.3). Plus précisément, ces considérations peuvent servir de critères pour 5762 la sélection de paramètres de mesure et d’ÉDP. Pour ce qui est de la pertinence 5763 écologique, le jugement porté au moment de l’énoncé du problème devrait être transposé 5764 sans changement à l’étape de caractérisation du risque. Par exemple, un praticien peut 5765

47 Fondés en partie sur la prise en considération des cadres d’appréciation du PP, dont ceux élaborés par Menzie et coll. (1996), Hull et Swanson (2006), et Exponent (2010). 48 Divers facteurs influant sur l’incertitude ont été répertoriés dans d’autres cadres d’appréciation du PP en tant qu’attributs officiels (p. ex., Menzie et coll., 1996).

5-35

juger qu’un essai biologique en laboratoire n’a qu’une pertinence écologique modérée : 5766 ce jugement doit être formulé à l’étape de l’énoncé du problème et ne doit pas être 5767 modifié à la lumière des résultats de l’essai biologique. Dans le cas de l’incertitude, 5768 certains des critères énumérés à la sous-section 2.3.4.3 pour la sélection des ÉDP (p. ex., 5769 la qualité attendue des données) contribuent, au bout du compte, à l’évaluation des 5770 incertitudes dans le cadre de la caractérisation du risque. 5771

5.5.2.1. Ampleur de la réponse 5772

L’ampleur de n’importe quelle réponse observée est sans doute l’attribut le plus 5773 important d’un ÉDP. La définition du terme « ampleur » est importante, car ce terme peut 5774 faire référence à plusieurs caractéristiques dont : 5775

• l’ampleur de l’effet, soit les changements ou différences dans la variable d’une 5776 réponse, relativement aux NEA ou aux taux qu’on considère comme 5777 potentiellement pertinents en termes écologiques. 5778

• l’échelle spatiale des changements ou des différences. 5779

• l’échelle temporelle des changements ou des différences. 5780

• la probabilité d’effets nocifs suggérée par l’analyse49. 5781

Compte tenu de l’importance de l’échelle spatiale pour la plupart des RP, il convient 5782 habituellement de distinguer l’échelle spatiale de l’ampleur de l’effet, afin que les deux 5783 types de renseignements soient clairement communiqués. Les précisions relatives aux 5784 caractéristiques liées à l’ampleur sont une composante obligatoire de la caractérisation du 5785 risque; sans cette formulation, les conclusions descriptives, comme « risque élevé », n’ont 5786 pas de signification claire. Par exemple, si le sol d’un site donné est très toxique (p. ex., 5787 mortalité > 50 %), le risque serait considéré plus important si tout le site était très toxique 5788 comparativement à une petite parcelle de l’endroit. 5789

La détermination relative à l’ampleur peut être qualitative ou quantitative. Si on fait appel 5790 à la catégorisation, il est préférable de restreindre le nombre de catégories à cinq (p. ex., 5791 négligeable, faible, modérée, élevée, très élevée) ou moins, et de définir clairement les 5792 termes (ainsi que les règles de décision pour établir les valeurs de démarcation entre 5793 chaque catégorie). 5794

5795

5.5.2.2. Causalité 5796

49 Selon le type d’évaluation du risque, il n’est pas toujours pertinent de prendre en considération la probabilité d’effets nocifs. Dans une évaluation rétrospective de l’état du site, la situation est déjà manifeste; alors qu’une évaluation de prédiction du risque à partir d’un modèle de population peut évoquer les probabilités de déclin ou de disparition de la population.

5-36

L’évaluation de la causalité dans le cadre d’une 5797 évaluation d’un risque écologique tente d’établir la 5798 cause des effets observés et de faire la distinction 5799 entre les associations qui sont fortuites (ou causées 5800 par des facteurs externes) et les associations qui 5801 sont dues à des influences spécifiques du 5802 contaminant. 5803

Idéalement, on évalue la causalité de manière 5804 systématique. Par exemple, une évaluation de 5805 l’identification de la toxicité (ÉIT) évalue la relation qui existe entre une cause 5806 (ajustement au traitement d’un échantillon) et un effet (modification de l’ampleur de la 5807 réponse toxicologique) en analysant, un à la fois, chaque agent causal potentiel. 5808 Toutefois, en l’absence de ce type d’approche systématique, on peut avoir recours à des 5809 méthodes entièrement empiriques pour apporter un éclairage sur la causalité, pourvu 5810 qu’on puisse postuler une explication sous-jacente de la réponse qui soit défendable. La 5811 causalité est examinée en détail dans Suter et coll. (2010). 5812

5.5.2.3. Pertinence écologique 5813

Un attribut important de tout ÉDP auquel on 5814 songe dans le cadre de l’énoncé du problème et 5815 de la caractérisation du risque est la pertinence 5816 écologique, qui est la pertinence pour le 5817 paramètre d’évaluation qu’on a l’intention 5818 d’étudier. Par exemple, les mesures directes 5819 d’une communauté (p. ex., abondance et diversité des invertébrés) sont généralement 5820 considérées comme écologiquement plus pertinentes que les essais biologiques en 5821 laboratoire. Par conséquent, une mesure directe d’une communauté donne plus de force à 5822 cet attribut qu’une mesure prise en laboratoire. Par contre, les mesures effectuées en 5823 laboratoire peuvent être plus précises et plus en mesure de détecter les réponses, et 5824 recevraient une cote plus élevée dans le cas d’autres attributs. La pertinence écologique 5825 d’un ÉDP quel qu’il soit doit être évaluée dans le cadre de l’énoncé du problème en tant 5826 qu’un des critères de sélection des ÉDP (voir la sous-section 2.3.4). 5827

5.5.2.4. Attribut d’incertitude 5828

L’incertitude fait partie intégrante de la caractérisation du risque. Même si la prise en 5829 considération de l’incertitude fait partie de la procédure liée au PP, l’étape 5 du processus 5830 de caractérisation du risque est consacrée à cette question (voir la section 5.6) afin de 5831 s’assurer que l’incertitude est rigoureusement examinée. 5832

Définition :

Causalité – L’action ou le fait de causer. Production d’un effet par une cause. La causalité diffère de l’association (corrélation) en ce que cette dernière ne fait pas intervenir un lien mécaniste entre les observations.

Concept clé : La pertinence écologique évalue jusqu’à quel point l’ÉDP s’aligne avec le paramètre d’évaluation, ou peut le prédire.

5-37

L’incertitude représente l’aboutissement de nombreux facteurs individuels (voir la 5833 sous-section 2.3.4.3 et Menzie et coll., 1996). On compte d’importantes catégories 5834 d’incertitudes, notamment : 5835

• Sensibilité et spécificité – La 5836 sensibilité fait référence à la capacité 5837 d’un ÉDP de détecter de façon fiable 5838 un changement dans une réponse 5839 environnementale, malgré la variabilité 5840 et les incertitudes naturelles ou 5841 analytiques. La spécificité désigne à quel point les données, les milieux, les 5842 espèces, les conditions environnementales et les types d’habitats utilisés dans le 5843 concept de l’étude reflètent le site étudié (Exponent, 2010). 5844

• Qualité des données – Degré de réalisation des objectifs relatifs à la qualité des 5845 données (OQD) et d’autres caractéristiques de qualité élevée reconnues. Les ÉDP 5846 qui appliquent des méthodes précises et normalisées avec des procédures 5847 acceptées d’assurance et de contrôle de la qualité (AQ/CQ) sont plus prisés, alors 5848 que ceux qui font appel à de nouvelles méthodes qui ne sont pas encore acceptées 5849 par l’autorité compétente ou à des données imprécises avec des méthodes 5850 d’AQ/CQ inacceptables se voient assigner une incertitude plus élevée 5851 (Exponent, 2010). En outre, les études conçues pour avoir une puissance 5852 statistique appropriée et des concepts d’études solides sont plus valorisées. 5853

• Représentativité – Mesure dans laquelle la nature spatiale et temporelle des 5854 données recueillies reflète le potentiel réel de l’exposition et des effets. L’attribut 5855 de représentativité reçoit la cote la plus élevée dans le cas des études qui : 5856

• comprennent un échantillonnage synoptique (simultané) des paramètres de 5857 mesure; 5858

• répètent les échantillonnages pour diverses saisons ou conditions 5859 environnementales; 5860

• décrivent la variation spatiale ou temporelle naturelle par répétition ou 5861 caractérisation de la stochasticité (erreur aléatoire). 5862

5.5.3. Cote ou classement des attributs 5863

Les résultats obtenus pour chacun des attributs décrits à la section précédente doivent être 5864 évalués. Correspondant à un niveau intermédiaire de quantification dans la caractérisation 5865 du risque, chaque attribut peut être résumé à l’aide de cotes ou de classements, comme 5866 négligeable-faible-modéré-élevé, ou d’une cote sous la forme d’un nombre entier, ou 5867 d’une cote numérique continue. Le système de cote ou de classement doit être défini à 5868 l’avance lors de l’énoncé du problème afin de favoriser la transparence dans 5869 l’interprétation des résultats. Des exemples des types habituels d’ÉDP sont donnés au 5870

Concept clé : La sensibilité et la spécificité désignent la sensibilité de l’ÉDP aux facteurs de stress (stresseurs) et aux conditions propres au site.

5-38

tableau 5-1, avec les attributs d’ampleur, de causalité et de pertinence écologique ainsi 5871 que les incertitudes qui y sont associées. Dans les cas où il faut une plus grande résolution 5872 ou, au contraire, où une résolution plus basse suffit, les praticiens peuvent justifier le 5873 recours à d’autres méthodes. Il est important de noter que la classification du rendement 5874 des attributs comme étant « négligeable », « faible », « modéré » ou « élevé » doit 5875 convenir aux objectifs de protection et aux niveaux d’effet acceptables stipulés dans 5876 l’énoncé du problème. 5877

Dès qu’une cote est accordée aux attributs, on doit les prendre en considération 5878 simultanément afin d’appuyer l’évaluation globale de plusieurs ÉDP d’un paramètre 5879 d’évaluation. En d’autres mots, l’importance relative de l’ampleur, de la causalité et de la 5880 pertinence écologique doit être soupesée. On peut procéder quantitativement en 5881 combinant quelques attributs, ou plusieurs d’entre eux, dans une mesure commune 5882 (p. ex., Exponent, 2010) ou encore qualitativement en conservant, à chacun des attributs, 5883 ses propres unités (p. ex., Hull et Swanson, 2006). La méthode par défaut présentée ici 5884 s’appuie sur le maintien des unités propres à chacun des principaux attributs afin d’en 5885 accroître la transparence. Des exemples des résultats de l’assignation de cotes aux ÉDP 5886 sont présentés pour les écosystèmes terrestres et aquatiques aux tableaux 5-2 et 5-3 5887 respectivement. Ces exemples de tableaux sommaires comprennent une évaluation de 5888 l’incertitude (étape 5 de la caractérisation du risque) de même qu’une évaluation globale 5889 des risques pour chaque paramètre d’évaluation (dont il est question dans la prochaine 5890 section). Les résultats présentés aux tableaux 5-2 et 5-3 doivent être générés de manière 5891 transparente, à l’aide de critères définis à l’avance lors de l’énoncé du problème (p. ex., 5892 au tableau 5-1). 5893

5894

5-39

5.5.4. Évaluation intégrée par paramètre d’évaluation 5895

Lorsque les ÉDP sont caractérisés, les résultats doivent être évalués séparément pour 5896 chaque paramètre d’évaluation (p. ex., le 5897 risque pour les espèces sauvages ne peut pas 5898 remplacer le risque pour les invertébrés50). 5899 Comme on le voit dans les exemples des 5900 tableaux 5-2 et 5-3, la dernière colonne 5901 comprend un compte rendu sommaire de la 5902 principale justification utilisée pour porter des 5903 jugements quant aux risques pour chaque paramètre d’évaluation. Cette justification se 5904 présente sous forme d’un résumé succinct, qui peut être étoffé dans le corps du texte de 5905 l’ÉRÉ, habituellement dans le compte rendu sommaire des conclusions concernant les 5906 risques, qui est explicité à l’étape 7 (section 5.8). 5907

L’élément le plus important lorsque vient le temps d’intégrer les résultats à de nombreux 5908 ÉDP est la cohérence, qu’on peut définir comme le degré d’harmonie interne et de 5909 logique entre les éléments. La cohérence ne nécessite pas que tous les éléments aient le 5910 même type de réponse, mais elle signifie que l’ÉDP devrait idéalement révéler quelque 5911 chose de logique et d’ordonné. 5912

L’évaluation de la cohérence procure à l’évaluateur du risque la possibilité de fournir une 5913 explication unificatrice concernant les réponses observées, compte tenu des 5914 renseignements sur chaque ÉDP, et de leur incertitude et de leur pertinence pour le 5915 paramètre d’évaluation. 5916

L’évaluation de la cohérence consiste à exprimer la logique entre les divers résultats 5917 concernant les ÉDP. L’évaluateur du risque doit formuler les résultats globaux obtenus 5918 pour les ÉDP dans un commentaire expliquant comment des résultats contradictoires ont 5919 pu être conciliés. En outre, l’évaluateur du risque doit prendre en compte et reconnaître 5920 l’existence de renseignements et d’ÉDP associés qui n’étaient pas disponibles et ne 5921 pouvaient donc pas faire partie de la procédure de détermination du PP. 5922

5923

5924

50 Les compromis entre les attributs environnementaux pourront être envisagés ultérieurement dans le cadre de la gestion du risque. Dans ce contexte, d’autres facteurs – dont les préoccupations liées à la santé humaine, les préoccupations de nature socioéconomique, juridique et financière, et d’autres encore – peuvent, au bout du compte, influer sur la gestion du site.

Concept clé :

La cohérence désigne la convergence des résultats de différents ÉDP, y compris ceux qui sont très en accord, ou qui divergent.

5-40

Tableau 5-1. Exemple de critères utilisés pour accorder une cote aux attributs des principaux types d’éléments de preuve 5925

Type d’ÉDP

Cote Analyses chimiques (eau, sol,

sédiments, tissus) Essais de toxicité

Mesures quantitatives − plantes, invertébrés

Abondance, biomasse et richesse à l’échelle de la

communauté

Mesures qualitatives

Présence/absence ou abondance

relative

Comparaison de l’exposition en fonction de la dose à des valeurs de toxicité de référence (si des modèles de réseau trophique

sont utilisés)

AMPL

EUR

Degré de contamination et ampleur de

l’effet

Négligeable Valeur inférieure aux normes, critères et lignes directrices

Ampleur relative de l’effet : < 10 %

Ampleur relative de l’effet : < 10 %

Évaluation subjective fondée sur les distributions spatiales.

Évaluation subjective fondée à la fois sur a) les QD sur place par rapport à une valeur de référence et b) pour les espèces communes, les répercussions probables à l’échelle de la population.

Faible Mesures chimiques simplement qualifiées de « supérieures aux valeurs repères » (pour l’eau, le sol et les sédiments) ou « élevées » par rapport à une valeur de référence ou à un gradient local; la différentiation fondée sur le degré de contamination n’est pas utilisée.

Ampleur relative de l’effet : 10-20 %


Modéré Ampleur relative de l’effet : 20-50 %


Élevé

Ampleur relative de l’effet : > 50 %

Ampleur relative de l’effet : > 50 %

Échelle spatiale

utilisée pour l’évaluation de l’ampleur

Analyse d’échantillons individuels et de groupes d’échantillons provenant de certaines zones du site.



Analyse des gradients spatiaux dans les zones d’échantillonnage.

Analyse en fonction de la zone (probablement le site entier ou la zone d’échantillonnage).

Incertitude relative à l’ampleur

Faible

Évaluation subjective fondée sur le nombre d’échantillons, la qualité et le nombre d’échantillons de référence et toute autre considération pertinente.

Évaluation subjective fondée sur la signification statistique, le nombre d’échantillons, le nombre de témoins et d’échantillons de référence, les hypothèses d’extrapolation et toute autre considération pertinente.


Évaluation subjective fondée sur le degré de rigueur des mesures utilisées.

Évaluation subjective selon l’incertitude des données sur l’exposition, le type de VTR (DSENO, DMENO, CEX, etc.), la qualité des données sur la relation dose-réponse, etc.

Modérée

Élevée

CAU

SALI

TÉ

Preuve de causalité

Aucune Évaluation qualitative ou quantitative du lien possible entre la contamination et une source associée au site. Pour l’analyse chimique des tissus, on évalue la concordance spatiale entre les données sur les tissus et les autres milieux.

Évaluation subjective fondée à la fois sur le plan d’étude, la taille de l’échantillonnage, la signification statistique et la valeur explicative. Une justification est fournie dans chaque cas.

Évaluation subjective fondée à la fois sur le plan d’étude, la taille de l’échantillonnage, la signification statistique et la valeur explicative. Une justification est fournie dans chaque cas.

Évaluation subjective fondée sur la concordance des distributions spatiales et des données d’analyse chimique.

Évaluation subjective fondée sur la concordance avec les données d’analyse chimique.

Faible

Forte

Incertitude relative à la

causalité

Faible Évaluation subjective fondée à la fois sur le plan d’étude, la taille de l’échantillonnage et la compréhension de la caractérisation du site. Une justification est fournie dans chaque cas.



Évaluation subjective fondée sur le degré de rigueur des mesures utilisées.

Évaluation subjective fondée sur le degré de concordance avec les données d’analyse chimique, la taille de l’échantillonnage, etc. Modérée

Élevée

5-41

Tableau 5-1. continué

Cote Analyses chimiques (eau, sol,

sédiments, tissus) Essais de toxicité

Mesures quantitatives − plantes, invertébrés

Abondance, biomasse et richesse à l’échelle de la

communauté

Mesures qualitatives

Présence/absence ou abondance

relative

Comparaison de l’exposition en fonction de la dose à des valeurs de toxicité de référence (si des modèles de réseau trophique

sont utilisés)

PER

TIN

ENC

E ÉC

OLO

GIQ

UE

Pertinence écologique

Faible

Comparaison des données d’analyse chimique à des lignes directrices ou des critères généraux de qualité de l’environnement lorsque la pertinence par rapport à un groupe de récepteurs précis est faible.

Paramètres autres que la mortalité, la croissance et la reproduction.

Évaluation subjective : Degré habituellement faible pour les QD simples fondés sur les VTR établies en fonction de la DSENO/DMENO. Degré habituellement modéré pour les valeurs fondées sur les VTR établies en fonction des CIX. Degré pouvant être élevé si les résultats sont extrapolés quantitativement en fonction du niveau pertinent d’organisation écologique (p. ex., à l’échelle de la population) et si les effets sont prévus au moyen de relations dose-réponse.

Modérée

Analyse chimique des tissus, par rapport aux résidus corporels critiques dans les tissus.

Paramètres pour la mortalité, la croissance et la reproduction.

Élevée

Les mesures directes portant sur des communautés de plantes et d’invertébrés, comme l’abondance, la biomasse et la richesse, présentent habituellement un degré de pertinence élevé sur le plan écologique.

Les mesures directes de la présence/absence et de l’abondance présentent habituellement un degré de pertinence élevé sur le plan écologique.

5926

5-42

Tableau 5-2. Exemple de tableau sommaire de détermination du PP (écosystème terrestre) par paramètre d’évaluation1,2 5927

Paramètre

d’évaluation Groupe d’ÉDP Ampleur Échelle spatiale


Preuve de relation de cause à effet entre l’exposition et les effets3

Incertitude relative à la

causalité Pertinence écologique Évaluation globale

Plan

tes

Fonction écologique – nourriture et couvert pour les espèces sauvages

Analyse chimique du sol

Supérieure aux valeurs

repères 1 000 m2 Modérée

Aucune preuve de relations entre les valeurs repères et les effets propres au site observés chez les plantes, car les valeurs repères des CP propres au site sont fondées sur des données

sur les invertébrés seulement.

Élevée Faible Effets faibles, incertitude élevée : les valeurs repères sur le sol et les caractéristiques chimiques pour les CP propres au site ne sont pas fondées sur des plantes, mais sur des invertébrés. Le recensement de la communauté indique des effets faibles, mais ces effets pourraient être causés par une infection fongique plutôt que par des CP propres au site, et le degré d’incertitude est élevé.

Recensement de la communauté Faible Non

applicable Élevée

Aucune preuve de relations entre la biomasse/richesse et les caractéristiques chimiques du sol. Les taches sur les feuilles et les brûlures sur les pousses observées chez quelques espèces seraient liées à une infection fongique, et non à la présence de

contaminants.

Élevée Élevée

Inve

rtébr

és d

u so

l

Communauté d’invertébrés diversifiée et abondante et

fonction écologique –

nourriture pour les espèces

sauvages

Analyse chimique du sol


repères 1 000 m2 Modérée

Faible preuve (dans les articles publiés) de l’existence de relations entre les valeurs repères et les effets sur les

invertébrés du sol, mais l’application à des sites en particulier est limitée du fait de la variation des facteurs de modification de

la toxicité.

Élevée Faible

Effets faibles, incertitude modérée à élevée : bien que les concentrations de CP dans les tissus des lombrics soient élevées et que l’on observe une certaine toxicité propre au site, les résultats sur la toxicité ne sont pas corrélés aux CP. De plus, l’élément de preuve le plus pertinent sur le plan écologique (abondance et richesse des invertébrés) ne révèle pas d’effets.

Bioaccumulation dans les tissus du lombric

Modérée 300 m2 Élevée Faible preuve (dans les articles publiés) indiquant que les

concentrations de contaminants observées pourraient être à l’origine de la toxicité.

Modérée Modérée

Survie du lombric (Eisenia foetida) − essais de toxicité en laboratoire

Faible 30 m2 Modérée Aucune preuve de relation concentration-réponse. Un

échantillon a révélé une toxicité significative, mais pas à une concentration de contaminant élevée.

Modérée Modérée

Abondance et richesse selon l’échantillonnage par quadrats

Négligeable Non applicable Élevée Non applicable Non

applicable Élevée

Ois

eaux

Population locale

reproductrice saine

Recensement de la communauté Négligeable Non

applicable Élevée Non applicable Non applicable Élevée Effets faibles, incertitude modérée : les quotients de

danger sont fondés sur certaines espèces (poulet, caille) et on ignore leur pertinence pour ce qui est des oiseaux sauvages; hypothèses d’exposition très prudentes. Les effets prévus étaient faibles et il est peu probable que des réponses individuelles mineures (s’il y en a) se traduisent par des effets à l’échelle de la population.

Modèle de réseau trophique (dose pour les femelles reproductrices pendant la saison de reproduction)

Faible 1 000 m2 Modérée Relation dose-réponse bien établie dans les articles publiés, mais hautement variable d’une espèce à l’autre. Modérée Modérée

Mam

mifè

res

Population locale

reproductrice saine

Modèle de réseau trophique Négligeable 1 000 m2 Modérée Non applicable Non

applicable Modérée

Effets négligeables, incertitude modérée : la principale incertitude est liée aux VTR fondées sur des espèces domestiques et de laboratoire. Aucun paramètre mesuré sur le terrain n’est disponible aux fins de confirmation.

1 Ce tableau peut être fondé sur un tableau détaillé fournissant des données brutes plutôt que des résultats sommaires. 2 Il faut définir à l’avance les règles permettant de prendre des décisions pour l’établissement des cotes (p. ex., négligeable - faible - modéré - élevé) de chaque attribut, au moment de l’énoncé du problème (voir les valeurs par défaut du tableau tableau 5-1). 3 Non applicable : Il n’est pas nécessaire d’évaluer la causalité en l’absence d’effets.

5-43

Tableau 5-3. Exemple de tableau sommaire de détermination du PP (écosystème aquatique) par paramètre d’évaluation1,2 5928

Paramètre

d’évaluation Groupe d’ÉDP Ampleur Échelle spatiale


Preuve de relation de cause à effet entre l’exposition et les effets3

incertitude relative à

la causalité Pertinence écologique Évaluation globale

Mac

roph

ytes

Fonction écologique –

nourriture pour les poissons et

d’autres espèces sauvages

Analyse chimique des sédiments et des eaux de surface


repères 100 m2 Modérée

Aucune preuve de l’existence de relations entre les valeurs repères et les effets propres au site observés

chez les macrophytes. Élevée Faible

Effets négligeables, incertitude élevée : les valeurs chimiques repères pour les sédiments et les eaux de surface ne sont pas fondées sur des macrophytes. Le recensement de la communauté indique qu’il n’y a pas d’effets, mais le degré d’incertitude est élevé.

Recensement de la communauté Négligeable Non

applicable Élevée Non applicable Non applicable Élevée

Bent

hos

Structure de la communauté des

invertébrés aquatiques et

fonction écologique –

nourriture pour les poissons et

d’autres espèces sauvages

Analyse chimique des sédiments et des eaux de surface


repères 100 m2 Modérée

Faible preuve de l’existence de relations entre les valeurs repères et les effets propres au site observés chez le

benthos. Élevée Faible

Effets modérés, incertitude modérée : trois des quatre mesures fondées sur les effets indiquent des effets modérés, avec preuve variable de l’existence de relations de cause à effet avec les contaminants du site.

Essai de toxicité chez les amphipodes : survie

Modérée 100 m2 Élevée Forte preuve indiquant que la survie est tributaire des CP (selon l’ÉIT et les analyses de régression). Faible Modérée

Essai de toxicité chez les amphipodes : croissance

Faible 30 m2 Élevée Faible preuve indiquant que la croissance est liée aux CP (selon les analyses de régression). Faible Modérée

Abondance – total des organismes Modérée 30 m2 Modérée Aucune preuve de l’existence d’une relation entre

l’abondance et la contamination. Modérée Élevée

Richesse – total des taxons Modérée 30 m2 Modérée Faible preuve de l’existence d’une relation entre la

richesse et les CP (selon les analyses de régression). Modérée Élevée

Pois

son Abondance et

viabilité des populations locales de poissons

Qualité des eaux de surface


repères

Non applicable Modérée Faible preuve de l’existence de relations entre les valeurs

repères et les effets réels chez le poisson. Élevée Modérée Effets négligeables à faibles, incertitude modérée : les données n’indiquent pas d’effets directs sur les poissons, mais le degré d’incertitude est élevé. Certains effets sur les sources de nourriture peuvent se produire, mais l’échelle spatiale est limitée et les répercussions à l’échelle des populations sont peu probables.

Abondance relative Négligeable Non applicable Élevée Non applicable Non

applicable Élevée

Abondance et diversité du benthos comme nourriture

Modérée 30 m2 Modérée Aucune preuve indiquant que l’abondance du benthos est

affectée; mais faible preuve en ce qui concerne la richesse.

Non applicable Élevée

Espè

ces

sauv

ages

Abondance et viabilité des populations

locales d’oiseaux, de mammifères et d’amphibiens

Modèle de réseau trophique Négligeable Non

applicable Modérée Non applicable Non applicable Modérée

Effets négligeables, incertitude modérée : QD < 1 dans tous les cas; le degré d’incertitude est lié à l’incertitude concernant les VTR.

1 Ce tableau peut être fondé sur un tableau détaillé fournissant des données brutes plutôt que des résultats sommaires. 2 Il faut définir à l’avance les règles permettant de prendre des décisions pour l’établissement des cotes (p. ex., négligeable - faible - modéré - élevé) de chaque attribut, au moment de l’énoncé du problème (voir les valeurs par défaut du tableau 5-1). 3 Non applicable : Il n’est pas nécessaire d’évaluer la causalité en l’absence d’effets.

5-44

Pour de nombreuses ÉRÉ, la diversité dans les outils de mesure peut donner lieu à des 5929 résultats divergents, ce qui signifie que des compromis entre des ÉDP contradictoires 5930 devront être faits pour établir une évaluation d’ensemble des risques pour chaque 5931 paramètre d’évaluation. En portant des jugements à cet égard, les praticiens devraient 5932 prendre en considération les points suivants : 5933

• Il faut mettre davantage l’accent sur les ÉDP qui ont une grande pertinence 5934 écologique lorsqu’il faut faire des compromis entre les ÉDP, à condition que les 5935 incertitudes soient comparables. 5936

• Si l’ampleur de la réponse est négligeable et que l’incertitude est réduite, il n’est 5937 pas nécessaire de prendre en compte la causalité. Cependant, si l’ampleur ou 5938 l’incertitude sont grandes, la causalité devient un aspect plus important. 5939

• S’il n’y a aucune preuve de causalité et que l’incertitude est faible au regard de 5940 l’évaluation de la causalité, alors les réponses observées ne sont pas liées aux 5941 contaminants présents sur le site. 5942

Un aspect important, lorsqu’on évalue de nombreux ÉDP, concerne leur redondance. S’il 5943 manque une des quatre principales catégories de preuves (voir la sous-section 2.3.4.2), 5944 on lui assigne un poids de zéro, alors que plusieurs mesures pour un élément de preuve 5945 important peuvent faire qu’on compte deux fois ou plus l’information redondante ou 5946 fortement corrélée. Par exemple, il peut y avoir deux mesures différentes pour la diversité 5947 des invertébrés du sol, mais aucune sur la toxicité du sol. Pour résoudre ce problème, 5948 l’évaluation globale du PP pour un paramètre d’évaluation doit prendre en compte la 5949 redondance, en reconnaissant le chevauchement entre les mesures et en expliquant, dans 5950 le commentaire de justification, comment les ÉDP redondants ont été examinés. Dans le 5951 cas de sites forts complexes ayant un grand nombre d’ÉDP, il peut être approprié de 5952 recourir à des méthodes plus formalisées, comme la combinaison des ÉDP dans un 5953 premier lieu, suivi d’une intégration de tous les ÉDP pertinents pour un paramètre 5954 d’évaluation. 5955

Jugement professionnel – Le meilleur jugement professionnel (MJP) joue un rôle 5956 important dans la procédure par défaut de détermination du PP lors de l’évaluation 5957 intégrée de chaque paramètre d’évaluation. Le compte rendu sommaire doit, notamment 5958 dans les cas où les ÉDP ont donné lieu à des résultats contradictoires, présenter une 5959 justification, fondée sur le jugement professionnel, sur la façon dont ont été tirées les 5960 conclusions sur le PP. C’est là le principal rôle du MJP. En revanche, le recours au MJP 5961 est plus limité pour l’analyse de chaque ÉDP parce que ces derniers sont évalués d’après 5962 des critères qui sont définis à l’avance à l’étape de l’énoncé du problème. 5963

Le rôle du jugement professionnel ne se limite pas à la procédure par défaut de 5964 détermination du PP recommandée dans le présent document. Même lorsqu’on utilise des 5965 méthodes quantitatives plus formalisées pour combiner les résultats de nombreux ÉDP, il 5966 faut faire appel au jugement professionnel pour définir comment les compromis doivent 5967 être faits entre les ÉDP contradictoires. Néanmoins, même si le MJP est un élément 5968

5-45

important et nécessaire de la détermination du PP (Chapman et coll., 2002), des 5969 embûches surviennent si on dépend du MJP, notamment : 5970

• les difficultés à démontrer le bien-fondé des décisions; 5971

• le manque de cohérence dans les conclusions sur le risque tirées par différents 5972 praticiens à partir de données de départ semblables (c.-à-d. le problème de 5973 répétabilité); 5974

• la possibilité que des praticiens en abusent afin de parvenir à un résultat 5975 prédéterminé; 5976

• un biais involontaire découlant de la perception qu’on peut avoir des résultats 5977 compte tenu d’un paradigme établi, plutôt que de procéder à une évaluation 5978 objective de toutes les explications possibles. 5979

Malgré ces difficultés, une bonne partie du problème peut être résolue par une 5980 formulation adéquatement structurée des « bonnes pratiques » à suivre dans l’application 5981 du MJP. Ainsi, Wandall (2004) affirme que pour que le jugement professionnel soit 5982 adéquatement appliqué à l’évaluation du risque : 1) l’évaluateur du risque doit être 5983 conscient des valeurs sous-jacentes sur lesquelles il s’appuie; 2) les valeurs doivent être 5984 justifiables; 3) la transparence doit être assurée. Cette exigence relative à la transparence 5985 est le fondement d’un jugement professionnel bien appliqué et s’exprime sous la forme 5986 des principes directeurs suivants51 : 5987

• Toutes les suppositions et les décisions doivent être soutenues par une 5988 justification, en particulier si le jugement professionnel repose sur l’éducation et 5989 la formation (c.-à-d., sans aucune référence à l’appui). 5990

• Il faut éviter les déclarations ou les affirmations catégoriques telles que : 5991 « l’évaluation du risque a prouvé l’absence d’effets nocifs ». L’expression des 5992 conclusions doit révéler en quoi on a appliqué le jugement professionnel à 5993 l’évaluation (p. ex., « L’évaluation du risque, d’après notre jugement 5994 professionnel des données ABC, sous réserve des suppositions XYZ, n’a révélé 5995 aucune preuve d’effets nocifs »). 5996

5.6. Étape 5 – Évaluer les incertitudes de l’ÉRÉ 5997

Il existe de nombreuses sources d’incertitude et de variabilité dans l’ÉRÉ. Ces 5998 incertitudes s’inscrivent dans de nombreuses catégories (voir l’encadré à la fin du 5999 chapitre 2). Il faut évaluer les incertitudes afin de déterminer le degré de confiance 6000

51 On trouvera plus de détails sur l’évaluation du MJP dans l’ÉRÉ et la détermination du PP dans Bay et coll. (2007), WDNR (2009), et Lee et Jones-Lee (2002).

5-46

associé aux estimations des risques et établir dans quelle mesure il est justifié de 6001 poursuivre les travaux en vue de réduire les incertitudes. 6002

Il est important de signaler que le degré de détail et de rigueur nécessaire pour faire face 6003 au problème de l’incertitude varie en fonction de la complexité de l’ÉRÉ et des résultats. 6004 Si les risques estimés sont très faibles ou encore très élevés, il peut être nécessaire de 6005 démontrer qu’il est peu probable que l’incertitude influe sur la conclusion. Par ailleurs, 6006 une évaluation plus rigoureuse de l’incertitude est habituellement justifiée quand les 6007 risques estimés se situent dans une tranche qui peut être ou non acceptable. 6008

De nombreux aspects concernant l’incertitude peuvent être intégrés directement aux 6009 tableaux sommaires du PP, comme on peut le voir aux tableaux 5-2 et 5-3. Cependant, 6010 l’évaluation de l’incertitude dépasse l’évaluation des incertitudes se rapportant à chacun 6011 des attributs et paramètres. C’est pour cette raison que la présente section constitue une 6012 étape distincte de la détermination du PP (même si les incertitudes sont évaluées dans le 6013 cadre de la procédure de détermination du PP). 6014

Pour traiter les incertitudes, il faut que le praticien : 6015

• détermine quelles sont les incertitudes dans l’évaluation des risques et les 6016 différencie des éléments liés à l’évaluation des risques pour lesquels on a une 6017 certitude raisonnable; 6018

• évalue les répercussions des incertitudes; par exemple, il doit se demander si les 6019 conclusions relatives au risque seraient modifiées si les incertitudes étaient 6020 réduites et dans quelle mesure les décisions liées à la gestion du risque pourraient 6021 changer; 6022

• intègre directement les incertitudes, si cela est justifié, aux méthodes de 6023 caractérisation du risque (p. ex., en faisant appel à des méthodes probabilistes) ; 6024

• détermine, au besoin, la valeur potentielle qu’aurait une réduction de l’incertitude 6025 grâce à des études de suivi; par exemple, dans quelle mesure d’autres études 6026 permettraient d’accroître l’exactitude et la précision des estimations du risque et 6027 donneraient lieu à des décisions plus éclairées en matière de gestion du risque. 6028

5.6.1. Définition des incertitudes 6029

La première étape quand vient le temps de traiter les incertitudes dans une ÉRÉ consiste à 6030 différencier les facteurs et les conclusions pour lesquels on a une certitude raisonnable de 6031 ceux qui sont incertains. Des incertitudes particulières peuvent s’appliquer à quelque 6032 donnée, paramètre, modèle ou hypothèse que ce soit qui est utilisé dans l’évaluation du 6033 risque. Les diverses sources de données et d’information associées à la caractérisation de 6034 l’exposition et des effets (se reporter aux chapitres 3 et 4) peuvent toutes donner lieu à 6035 des incertitudes à des degrés divers. Dans le cas des incertitudes qui peuvent être 6036 quantifiées à l’aide de données, on peut utiliser des diagrammes (p. ex., tracé en rectangle 6037

5-47

et moustaches) et des statistiques descriptives pour caractériser l’incertitude des données 6038 (p. ex., valeur minimale, valeur maximale, médiane, moyenne, variance). 6039

5.6.2. Évaluation des répercussions des incertitudes 6040

Les incertitudes revêtent de l’importance en raison de leurs possibles répercussions sur 6041 les estimations du risque et, au bout du compte, sur les décisions en matière de gestion du 6042 risque. Les répercussions de certaines incertitudes sont plus faciles à évaluer à l’aide 6043 d’une analyse de sensibilité qui permet de déterminer comment l’estimation du risque 6044 varie selon les divers scénarios de simulation pour chaque quantité utilisée. On peut 6045 analyser la sensibilité avec les valeurs minimales et maximales possibles pour une 6046 quantité donnée ou avec toute autre mesure (p. ex., les 5e et 95e centiles). Ainsi, on 6047 pourrait estimer un quotient de danger en utilisant les valeurs minimales et maximales des 6048 concentrations de CP dans les aliments comme analyse limitative. Si le quotient de risque 6049 n’est pas très différent d’un scénario à l’autre (p. ex., si dans les deux cas, il est bien en 6050 deçà de 1), l’évaluateur du risque peut conclure que l’incertitude liée à la concentration 6051 dans les tissus est négligeable. En revanche, si le quotient de risque est variable, passant 6052 d’une valeur inférieure à un à une valeur supérieure à un, il peut être nécessaire 6053 d’examiner plus avant l’incertitude quant à la concentration dans les tissus. 6054

On peut modifier les quantités incertaines utilisées dans l’estimation des risques une à la 6055 fois ou toutes en même temps, de façon à générer tout un éventail de scénarios 6056 d’exposition. Les analyses de sensibilité sont utiles pour comprendre quelles sont les 6057 incertitudes qui peuvent le plus influer sur les estimations du risque. Ces méthodes 6058 permettent de comprendre, jusqu’à un certain point, les effets cumulatifs de multiples 6059 incertitudes. Cependant, pour prendre en compte simultanément l’effet cumulatif de 6060 multiples incertitudes, il est préférable de recourir à des méthodes probabilistes, telles que 6061 celles décrites ci-dessous. 6062

5.6.3. Intégration des incertitudes dans la caractérisation du risque 6063

On peut mieux comprendre l’influence 6064 cumulative des incertitudes à l’aide des 6065 méthodes probabilistes. Comme il a été 6066 mentionné à la sous-section 5.3.6, les 6067 méthodes probabilistes sont utiles pour 6068 caractériser les risques parce qu’elles 6069 apportent une précision et un réalisme 6070 qu’on ne peut saisir lorsque les données et 6071 les paramètres sont représentés avec des 6072 estimations ponctuelles. Dans le cadre de 6073 l’évaluation de l’incertitude, le principal 6074

Concept clé :

Les méthodes probabilistes améliorent le degré de précision de la caractérisation du risque en cernant une gamme plus réaliste des résultats possibles que ne le font les méthodes déterministes, et elles accroissent la compréhension des effets cumulatifs des incertitudes multiples sur les estimations du risque.

5-48

avantage d’une évaluation probabiliste consiste à faciliter la compréhension des effets 6075 cumulatifs de plusieurs incertitudes sur les estimations du risque. 6076

Qu’est-ce qu’une évaluation probabiliste? – Les méthodes probabilistes se distinguent 6077 des méthodes déterministes par le fait qu’on caractérise l’exposition par une distribution 6078 des probabilités (ou une distribution des fréquences) des estimations possibles, plutôt que 6079 par des estimations ponctuelles. On utilise ainsi des distributions pour caractériser une 6080 partie ou la totalité des quantités incertaines ayant servi de données d’entrée. Par 6081 exemple, toutes les équations d’un modèle de réseau trophique pourraient être fondées sur 6082 des distributions plutôt que sur des estimations ponctuelles pour chaque paramètre 6083 d’entrée. 6084

Quand doit-on faire appel à une méthode probabiliste? – L’évaluateur du risque doit 6085 songer à élaborer un modèle probabiliste lorsqu’il est important d’obtenir une estimation 6086 plus exacte du risque à des fins de gestion, ou simplement pour évaluer les effets 6087 cumulatifs de multiples incertitudes. En accord avec la méthode itérative de l’ÉRÉ 6088 (section 1.6), si une évaluation déterministe (estimation ponctuelle) du risque fondée sur 6089 des hypothèses prudentes révèle que le risque est acceptable, alors il n’est pas nécessaire 6090 de rechercher l’exactitude accrue que confère un modèle probabiliste. Cependant, si des 6091 risques sont relevés à l’aide de méthodes déterministes, il faut envisager des méthodes 6092 probabilistes. 6093

Comment applique-t-on une méthode probabiliste? – Les incertitudes sont 6094 habituellement modélisées au moyen de techniques de simulation numérique comme la 6095 méthode de Monte-Carlo52. Il est possible d’exécuter des milliers de fois un modèle de 6096 simulation en attribuant chaque fois une sélection aléatoire de valeur pour chaque 6097 quantité incertaine (selon une distribution des probabilités ou des fréquences). Dans le cas 6098 d’un modèle de réseau trophique d’espèces sauvages, le résultat de chaque essai de 6099 simulation peut être, par exemple, un quotient de danger ou une estimation de la mortalité 6100 prévue. 6101

Bien que l’application des techniques de simulation ait été grandement simplifiée par des 6102 logiciels vendus dans le commerce, certains éléments de conception nécessitent un 6103 examen attentif. L’évaluateur du risque doit premièrement décider si le modèle de 6104 simulation portera sur la variabilité entre les individus d’une population ou seulement sur 6105 l’incertitude 53 (p. ex., l’incertitude relative à un individu moyen), ou sur ces deux 6106 éléments à la fois (Hoffman et Hammonds, 1994). Si on tient compte en même temps de 6107

52 Les méthodes d’analyse et les méthodes d’approximation par série de Taylor pour la propagation des incertitudes sont examinées dans Cullen et Frey (1999). 53 L’incertitude relative à l’individu moyen découle de la description incomplète d’un mécanisme ou d’un processus et d’autres limites du savoir scientifique. Ce type d’incertitude diffère de la variation naturelle et d’autres types d’incertitude. En termes statistiques, dans le cas d’un paramètre tel que le poids corporel, la variabilité parmi les individus pourrait être caractérisée par un écart-type, alors que l’incertitude relative au poids corporel moyen serait caractérisée par une erreur-type.

5-49

la variabilité entre les individus et de l’incertitude relative à l’individu moyen, il peut être 6108 utile d’effectuer une simulation bidimensionnelle. En revanche, un modèle simple peut 6109 suffire dans bien des cas d’ÉRÉ, pourvu qu’on interprète correctement les résultats. 6110 Deuxièmement, il faut tenir compte de toute corrélation entre des variables incertaines 6111 dans les modèles de simulation, faute de quoi la distribution estimée de probabilité des 6112 risques sera trop grande et pourrait être faussée. En réalité, de nombreux paramètres 6113 écologiques sont fortement intercorrélés (p. ex., le taux d’alimentation et le taux de 6114 croissance d’une espèce, ou les taux d’alimentation de plusieurs espèces qui sont tous 6115 fonction de la température). Il existe des façons de tenir compte de ces corrélations dans 6116 les simulations (Haas, 1999), mais elles nécessitent d’autres renseignements sur la forme 6117 de corrélation. Même si on dispose de structures d’intercorrélation, des incertitudes 6118 demeurent dans la structure du modèle lui-même, et il est difficile de déterminer l’effet 6119 quantitatif de l’incapacité de nos modèles à représenter exactement les processus naturels. 6120

Les risques représentés comme des probabilités ou des distributions de fréquence sont 6121 informatifs, mais l’évaluateur du risque doit trouver des moyens de transmettre 6122 l’information de sorte que les gestionnaires du risque et les parties intéressées puissent 6123 l’interpréter facilement. Ainsi, il peut être utile, à l’étape de caractérisation du risque, de 6124 signaler certaines statistiques, comme la probabilité qu’un individu moyen dépasse un 6125 certain seuil d’effets. On trouvera d’autres directives sur les méthodes probabilistes 6126 d’étude de l’exposition dans les documents de référence suivants : Cullen et Frey (199), 6127 Suter et coll. (2000) et USEPA (1997a, 1997b et 2001). 6128

Données requises pour les modèles probabilistes – Même si un modèle, quel qu’il soit, 6129 est plus efficace avec une abondance de données, l’évaluateur du risque ne doit pas 6130 hésiter à avoir recours aux analyses probabilistes lorsque les données sont peu 6131 nombreuses. En général, si une analyse probabiliste est appropriée pour une ÉRÉ, les 6132 avantages de son application surpasseront les désavantages créés par les limites des 6133 données, pourvu que ces limites soient décrites de façon explicite. Il existe des méthodes 6134 permettant d’utiliser des données limitées pour la production de distributions de 6135 probabilités (Morgan et Henrion, 1990; Cullen et Frey, 1999), et on peut utiliser des 6136 distributions simples (p. ex., uniformes, discrètes, triangulaires) dans les cas où on 6137 manque de données. En outre, les analyses de sensibilité révèlent habituellement que de 6138 nombreuses quantités incertaines ne contribuent guère à l’incertitude cumulative, de sorte 6139 qu’une caractérisation précise des incertitudes n’est pas toujours d’importance décisive 6140 pour toutes les quantités. 6141

5.6.4. Détermination de la valeur de la réduction de l’incertitude – 6142 Quand approfondir l’estimation du risque 6143

Si l’estimation préliminaire du risque indique la possibilité d’effets nocifs, il faut en 6144 évaluer les hypothèses prudentes et les incertitudes de façon critique à l’aide des 6145 approches décrites précédemment (p. ex., analyse de la sensibilité). Le praticien (et le 6146 client) doivent prendre une décision en vue : a) d’approfondir l’évaluation de l’exposition 6147

5-50

ou des effets de façon à refléter davantage les conditions propres au site; ou b) de 6148 conclure que le risque est inacceptable ou impossible à éliminer, et qu’il faut songer à des 6149 mesures d’assainissement ou d’autres méthodes de gestion du risque. Une bonne façon de 6150 conceptualiser l’interprétation des incertitudes est une matrice fondée sur les divers 6151 degrés de risque issus des estimations et des incertitudes (d’après Pearsons et Hopley, 6152 1999) : 6153

6154

Risque faible Risque élevé

Peu d’incertitudes dans l’estimation du risque

Peu de précautions Précautions modérées

Beaucoup d’incertitudes dans l’estimation du risque

Précautions modérées Grandes précautions

6155

On recommande d’approfondir l’estimation du risque si on obtient la catégorie « Grandes 6156 précautions ». Il est possible que la catégorie « Précautions modérées » indique la 6157 nécessité de réduire les incertitudes, dans la mesure des besoins, à l’appui des mesures de 6158 gestion. Cette estimation approfondie du risque peut faire intervenir une ou plusieurs des 6159 stratégies suivantes : 6160

• Réduction de l’incertitude relative à un paramètre en recueillant des données 6161 additionnelles. La collecte supplémentaire de données doit cibler la cause sous-6162 jacente à l’incertitude relative au paramètre (p. ex., tenir compte de la couverture 6163 spatiale, améliorer les limites de détection des analyses, recueillir des 6164 renseignements sur la biodisponibilité, évaluer les mécanismes de cause à effet). 6165

• Réduction de l’incertitude structurale (modèle) par l’adoption d’un modèle plus 6166 adéquat et par l’apport de données supplémentaires pour appuyer ce modèle54. 6167 L’évaluation du risque doit être un processus itératif dans lequel de nouvelles 6168 données peuvent donner lieu à une réévaluation des méthodes ou des conclusions 6169 précédentes. Ce processus itératif confère à l’évaluation du risque un caractère 6170 dynamique qui convient parfaitement aux études écologiques et n’indique en 6171 aucune façon l’échec de l’estimation préalable du risque. 6172

• Présentation aux gestionnaires du risque de nombreux scénarios possibles, sous la 6173 forme d’une série d’estimations du risque à partir de différentes hypothèses et 6174 accompagnées de descriptions des incertitudes. 6175

54 Accroître la complexité du modèle ne diminue pas nécessairement l’incertitude, mais peut souvent, au contraire, l’augmenter. Les avantages liés à un modèle plus complexe doivent être évalués au cas par cas.

5-51

On fait souvent appel à plusieurs autres stratégies qui, toutefois, ne réduisent pas 6176 directement l’incertitude relative à un paramètre ou à un modèle. Par exemple : 6177

• Le jugement professionnel sert souvent à combler les lacunes dans la structure du 6178 modèle. Cette méthode peut réduire, ou ne pas réduire, l’incertitude, mais il 6179 n’existe aucune méthode objective de le savoir. On formule souvent des 6180 hypothèses prudentes dans cette stratégie : même si elles ne réduisent pas 6181 l’incertitude, elles font en sorte que la plupart des incertitudes penchent du côté de 6182 la vigilance. La difficulté que représente la formulation d’hypothèses prudentes 6183 réside dans le maintien d’un équilibre entre prudence et réalisme écologique 6184 relativement aux besoins en matière de gestion du site. 6185

• Augmentation du nombre et des types d’éléments de preuve qui serviront à la 6186 détermination du poids de la preuve. Cette stratégie ne réduit pas l’incertitude 6187 d’un élément de preuve en particulier, mais elle réduit l’incertitude globale des 6188 conclusions de l’évaluation du risque, car les forces d’un élément de preuve 6189 viennent souvent compenser les limites d’un autre. 6190

5.7. Étape 6 – Extrapoler et interpoler 6191

Cet aspect de l’incertitude dans l’évaluation du risque justifie qu’on lui réserve une étape 6192 dans la procédure de caractérisation du risque parce qu’il traite de la question de la 6193 transférabilité des résultats à d’autres moments, à d’autres endroits et à d’autres scénarios 6194 d’utilisation du site. Cet aspect est particulièrement pertinent pour les gestionnaires de 6195 site, étant donné que les décisions en matière de gestion peuvent nécessiter l’assurance 6196 que les observations relatives au risque continuent de s’appliquer même si l’on change 6197 certaines hypothèses sous-jacentes. Par exemple, dans le cas du démantèlement d’un site, 6198 d’un changement de propriétaire ou d’un changement d’utilisation des terres, il n’est pas 6199 souhaitable de reprendre tout le processus d’ÉRÉ. 6200

C’est délibérément que les évaluations du risque concentrent les ressources sur un 6201 sous-ensemble limité de récepteurs potentiels, de lieux et de paramètres de mesure. En se 6202 concentrant sur un ensemble restreint et précis d’hypothèses sur le risque, on risque de 6203 perdre la vue d’ensemble. Par conséquent, vers la fin de l’évaluation du risque, il est 6204 prudent de procéder à une comparaison réaliste, afin d’évaluer dans quelle mesure 6205 l’évaluation du risque est représentative de ce qu’elle devrait être en fonction des 6206 objectifs généraux en matière de gestion du site. 6207

En théorie, l’extrapolation et l’interpolation consistent à étendre la portée des conclusions 6208 sur le risque à partir de résultats détaillés (p. ex., estimation particulière du risque pour les 6209 organismes représentatifs et scénarios d’exposition) à des paramètres d’évaluation définis 6210 au sens large. En raison de contraintes pratiques, les ÉRÉ sont limitées dans l’espace et le 6211 temps considérés, de même que par le degré d’évaluation explicite des combinaisons de 6212 composantes chimiques, physiques et biologiques. L’extrapolation et l’interpolation 6213

5-52

permettent de vérifier si les résultats de l’étude sont réellement pertinents pour les 6214 composantes valorisées de l’écosystème et mettent l’ensemble des résultats en contexte. 6215

Voici quelques questions qu’on se pose tout particulièrement à cette étape : 6216

• Est-ce que les résultats obtenus pour un récepteur peuvent s’appliquer aux autres 6217 espèces présentes sur le site? Par exemple, si le RP retenu pour représenter une 6218 CVÉ était le canard colvert, peut-on conclure que les risques pour les autres 6219 canards barboteurs, la sauvagine et les oiseaux omnivores en général seront plus 6220 faibles que pour le canard colvert? Dans certains cas, on choisit un RP qu’on 6221 suppose sensible aux voies d’exposition au CP. Cependant, dans d’autres cas, ce 6222 choix est dicté par d’autres considérations (la disponibilité des données, les 6223 méthodes normalisées d’évaluation); l’évaluateur du risque doit alors évaluer 6224 qualitativement jusqu’à quel point il faut protéger les autres espèces qui n’ont pas 6225 fait l’objet d’une évaluation rigoureuse dans le cadre de l’évaluation du risque. 6226

• Est-ce que le seuil de chaque CP exerce un effet protecteur pour tout le mélange 6227 de contaminants? Si on élabore une norme propre au site pour une substance 6228 préoccupante donnée, et si cette substance sert de substitut à d’autres CP, on 6229 suppose implicitement que ces autres CP n’augmenteront pas par rapport à cette 6230 substance (indicatrice ou de substitution). 6231

• Est-ce que les conclusions de l’étude dépendent d’une hypothèse selon laquelle 6232 l’usage du site ne changera pas? ou est-ce que les résultats s’appliqueront 6233 également à un réaménagement ou à une remise en état du site? 6234

• Est-ce que les conclusions ou les relations quantitatives déterminées à partir d’un 6235 nombre limité d’échantillons peuvent s’appliquer à d’autres unités spatiales, 6236 d’autres habitats, d’autres profondeurs ou d’autres conditions physiques? On 6237 pose l’hypothèse que les relations exposition-effet observées dans les zones 6238 échantillonnées demeureront applicables à d’autres zones non échantillonnées du 6239 site. Cependant, si les zones non échantillonnées diffèrent beaucoup des autres 6240 pour les facteurs qui peuvent influer sur la biodisponibilité du CP, ou représentent 6241 des habitats dont les conditions n’ont pas été évaluées dans le cadre de 6242 l’évaluation du risque, l’extrapolation des résultats de l’étude véhiculera des 6243 incertitudes. La question particulière de la dérivation de normes ou de données de 6244 référence propres au site, qui suppose de manière implicite la transférabilité des 6245 relations quantitatives, est examinée plus avant à l’étape 7. 6246

6247

L’évaluateur du risque doit préciser les contraintes ou les mises en garde qui s’appliquent 6248 à l’extension de la portée des résultats de l’étude dans l’espace, dans le temps, à d’autres 6249 types d’habitats ou à l’assemblage biologique. Il est à noter que l’exigence d’extrapoler 6250 les résultats à de nouvelles conditions (ou de prédire de futures réponses) est étroitement 6251 liée aux objectifs d’évaluation établis à l’étape de l’énoncé du problème. 6252

5-53

5.8. Étape 7 (facultative) – Élaborer des normes propres au site 6253

Lorsqu’on observe des effets écotoxicologiques importants sur une partie ou la totalité 6254 d’un site contaminé, il peut être approprié d’élaborer des normes d’assainissement 6255 propres au site. Ces valeurs, souvent appelées niveaux cibles propres au site, représentent 6256 les concentrations dans le milieu qui, une fois atteintes, respecteront les objectifs de 6257 protection environnementale pour le site. Cette étape est facultative parce que, compte 6258 tenu du type d’évaluation, des exigences gouvernementales et des besoins en gestion du 6259 risque, il n’est peut-être pas nécessaire de procéder à l’élaboration formalisée de normes 6260 d’assainissements propres à un site. Ainsi, si on procède à une caractérisation du risque à 6261 partir d’une évaluation du risque fondée sur les données d’une parcelle de terre ou sur des 6262 expositions spatialement explicites (c.-à-d. mailles de grille qu’on évalue 6263 indépendamment les unes des autres pour déterminer l’acceptabilité des risques), il n’est 6264 peut-être pas nécessaire alors d’établir les valeurs numériques des niveaux cibles pour des 6265 substances précises. 6266

Dans son document paru en 1996, le CCME propose un cadre pour l’élaboration des 6267 objectifs d’assainissement de l’environnement propres à un site. En vertu du cadre de 6268 travail, lorsqu’on applique une méthode axée sur le risque, on peut faire appel aux 6269 procédures d’évaluation du risque pour établir des objectifs d’assainissement propres à un 6270 site, comme on l’explique dans les sous-sections suivantes. 6271

6272

5.8.1. Points à considérer dans l’élaboration de normes 6273 d’assainissement propres à un site 6274

5.8.1.1. Milieux appropriés sur le site 6275

La plupart des évaluations du risque évaluent plusieurs milieux naturels (p. ex., le sol, les 6276 sédiments, les tissus, l’eau de surface, l’eau souterraine, l’eau interstitielle). Dans de 6277 nombreux cas, on peut choisir un milieu d’exposition comme « l’élément moteur » 6278 (c.-à-d. celui qui domine l’ampleur des estimations du risque) en raison de sa forte 6279 influence sur les expositions environnementales. Pour l’élaboration d’une norme propre à 6280 un site, le praticien doit s’assurer de choisir un milieu qui lui permettra d’étudier 6281 suffisamment les voies d’exposition au risque qui sont pertinentes, sans négliger les 6282 autres voies importantes. Par exemple, si une évaluation du risque pour les espèces 6283 sauvages déterminait que l’absorption des métaux par voie du sol et leur absorption par 6284 voie de l’eau potable sont deux voies d’exposition importantes, il pourrait devoir 6285 1) élaborer des normes pour ces deux voies d’exposition; ou, 2) élaborer des normes pour 6286 une seule voie d’exposition tout en reconnaissant explicitement qu’il en existe une autre. 6287

Un autre facteur à considérer est jusqu’à quel point le milieu peut être utilisé 6288 efficacement comme moyen pour élaborer un plan d’assainissement ou de surveillance. 6289

5-54

Le sol et les sédiments sont des milieux couramment utilisés, car ils constituent des puits 6290 de contaminants et sont relativement immobiles et faciles à échantillonner. En revanche, 6291 l’utilisation de tissus ou d’organismes n’est pas courante, parce que les organismes 6292 peuvent être mobiles, la disponibilité des tissus peut être saisonnière et le suivi des 6293 résultats consécutif à l’assainissement pourrait ne pas être réalisable. 6294

5.8.1.2. Contaminants appropriés 6295

Il faut déterminer quels contaminants ont été identifiés comme les principales sources du 6296 risque. La décision peut être simple, ou très complexe, selon la nature des mélanges de 6297 contaminants et des risques relatifs estimés pour chaque CPP. Voici certains aspects 6298 importants à prendre en considération : 6299

• Risques cumulatifs – Pour les substances apparentées, un composé de 6300 substitution ou une valeur intégrée peut être utile. Par exemple, on peut employer 6301 le total des HAP comme une mesure d’exposition si la composition des HAP 6302 constitutifs à l’emplacement est stable. 6303

• Questions pratiques – Le paramètre adopté doit être relativement facile à 6304 mesurer. Par exemple, certains paramètres sont parfois difficiles à mesurer ou à 6305 quantifier en raison notamment des limites de détection en laboratoire ou de la 6306 difficulté à séparer le contaminant à mesurer d’un mélange complexe. Dans ce 6307 cas, il sera peut-être nécessaire d’adopter des mesures plus simples. 6308

• Degré de causalité – Il faut établir une correspondance étroite entre le 6309 contaminant et la réponse de l’environnement et, idéalement, disposer de fortes 6310 preuves du lien de causalité. Pour l’élaboration d’une norme propre à 6311 l’emplacement, là où de multiples CPP sont présents sans qu’on ait pu déterminer 6312 la causalité, il faut poser comme hypothèse que l’indicateur du CPP est un 6313 substitut efficace compte tenu des effets de tout le mélange. 6314

5.8.1.3. Voies d’exposition à la contamination 6315

Dans l’élaboration d’une norme propre à un site, il est important de tenir compte des 6316 voies d’exposition qui génèrent le risque ainsi que des hypothèses requises pour que des 6317 mesures d’assainissement fondées sur les normes soient efficaces. Par exemple : 6318

• Est-ce que le site sera de nouveau contaminé par des contributions sur place ou 6319 hors site (conditions de référence) à la contamination? 6320

• Est-il probable que les concentrations résiduelles diminuent avec le temps? ou 6321 augmentent par suite de réactions chimiques? 6322

5.8.1.4. Échelle spatiale 6323

5-55

Pour l’application d’une norme propre à un site, il faut tenir compte du domaine spatial 6324 pertinent aux récepteurs. Pour ce qui est des récepteurs mobiles, on peut faire intervenir 6325 la moyenne pondérée des expositions dans l’élaboration des normes. Pour ce qui est des 6326 récepteurs sessiles, il faut tenir compte de l’échelle spatiale qui fera l’objet de la 6327 surveillance du risque (p. ex., la profondeur du sol ou des sédiments, la résolution de la 6328 caractérisation latérale du CPP). 6329

Le choix des méthodes utilisées pour appliquer la norme dépendra beaucoup de l’échelle 6330 de pertinence. Pour un récepteur sessile, la norme pourra être de « ne pas dépasser » un 6331 seuil, alors qu’on appliquera une procédure axée sur la moyenne pour les organismes 6332 migrateurs. Pour ce qui est des espèces sauvages, on appliquera souvent une moyenne 6333 axée sur une région, compte tenu du domaine vital du récepteur par rapport à l’étendue du 6334 site. 6335

5.8.1.5. Facteurs de modification 6336

Lorsque les conditions du site sont variables, il peut être approprié d’ajuster les normes 6337 propres au site selon la zone à l’étude, ce qui permet de tenir compte des différences 6338 relatives à la biodisponibilité ou à la toxicité, qui pourraient avoir une certaine pertinence 6339 à petite échelle spatiale. Par exemple, les valeurs de la teneur en carbone organique du sol 6340 ou des sédiments peuvent être variables, et il peut être approprié de procéder à un 6341 ajustement pour tenir compte des différences relatives à la biodisponibilité si la norme 6342 propre au site a été élaborée en fonction d’unités poids sec. Ou encore, si les données sur 6343 l’évaluation du risque sont maniables, on peut élaborer une norme après normalisation 6344 pour les lipides et le carbone organique. Le pH et la salinité des échantillons aqueux sont 6345 d’autres facteurs de modification. 6346

5.8.1.6. Autorisation et application 6347

L’élaboration de toute norme propre à un site doit généralement faire l’objet d’un examen 6348 axé sur la réglementation, ce qui pourrait nécessiter la prise en compte de ce qui suit : 6349

- vérifications en matière de gestion relatives au respect des lois et des politiques; 6350

- facteurs socioéconomiques; 6351

- contraintes techniques. 6352

En outre, les mesures d’élimination ou d’assainissement définies à partir des normes 6353 propres à un site nécessitent habituellement qu’un lien clair ait été établi avec le plan de 6354 gestion du risque, y compris le suivi à long terme. Pour cette raison, l’élaboration de 6355 normes d’assainissement propres à un site est souvent effectuée parallèlement à la 6356 procédure de gestion du risque, comme il est décrit à l’étape 9, ci-dessous. 6357

5-56

5.8.2. Méthodes pour l’élaboration de normes d’assainissement propres 6358 à un site 6359

L’élaboration de normes propres à un site s’appuie sur les relations concentration-réponse 6360 sous-jacentes. Dans certaines situations, il est possible d’opter directement pour une 6361 valeur toxicologique de référence (VTR) élaborée à l’étape de l’évaluation des effets. 6362 Cependant, il arrive couramment que des données de synthèse ou de modélisation 6363 complémentaires soient nécessaires pour élaborer une norme propre à un site, 6364 particulièrement lorsque les éléments décrits à la sous-section 5.8.1 sont pris en 6365 considération. Par exemple : 6366

• la conversion des VTR fondées sur la concentration dans les tissus à un milieu 6367 dans le sol ou dans les sédiments peut nécessiter qu’on ait recours à des modèles 6368 ou des équations de bioaccumulation à des fins de rétro-calcul; 6369

• il peut être nécessaire de synthétiser (simplifier) les relations 6370 concentration-réponse tirées des multiples éléments de preuve afin de fournir un 6371 seul seuil aux fins de gestion. 6372

L’élaboration d’une norme propre à un site peut être complexe en présence de nombreux 6373 CPP et de la plage de réponses observées, mais comprend habituellement les étapes 6374 suivantes : 6375

1. Déterminer un degré de dommages jugé acceptable, compte tenu des résultats de 6376 la caractérisation du risque. Il peut être exprimé quantitativement (p. ex., 6377 concentration dans le sol associée à un quotient de danger de 1,0 pour une espèce 6378 sauvage) ou qualitativement (p. ex., risque faible déterminé à partir d’une 6379 évaluation du poids de la preuve relatif à la qualité des sédiments). 6380

2. Tracer un graphique du degré de dommages (réponse) par rapport à la 6381 concentration de CPP, ou exprimer cette relation sous forme mathématique 6382 (p. ex., une analyse de régression). 6383

3. Résoudre les incertitudes associées à une relation d’impact entre la réponse et la 6384 mesure d’exposition. Par exemple, il faut déterminer s’il est acceptable de 6385 considérer une concentration cible « lissée » comme facteur de protection d’un 6386 récepteur, même si une station d’échantillonnage a affiché une réponse écologique 6387 importante. 6388

4. Convertir les concentrations cibles dans les unités, échelles et milieux d’intérêt 6389 recherchés (comme il a été décrit à la sous-section 5.8.1). La concentration cible 6390 doit être clairement définie pour ce qui est de l’application spatiale (p. ex., seuil 6391 spatial pondéré, ou valeur maximale à ne pas dépasser à quelque endroit que ce 6392 soit), des détails concernant les paramètres (p. ex., poids sec des sédiments par 6393 rapport au carbone organique normalisé, concentrations dans les filets par rapport 6394

5-57

aux concentrations dans l’organisme entier) et des conditions et hypothèses 6395 requises pour que la concentration cible soit applicable. 6396

5.9. Étape 8 – Résumer les conclusions sur le risque 6397

Après l’application technique d’une évaluation du risque, il est important de résumer les 6398 résultats de façon claire, précise, concise et significative pour le gestionnaire du risque. 6399 Cela prend souvent la forme d’un commentaire sur le risque. Le commentaire sur le 6400 risque peut être jumelé à un résumé des risques estimés pour chaque paramètre 6401 d’évaluation établis par une méthode fondée sur le poids de la preuve (étape 4, 6402 section 5.5). Il peut également être présenté séparément. Les évaluateurs du risque 6403 doivent commenter les résultats qu’ils ont obtenus en ce qui a trait au degré de confiance, 6404 aux incertitudes et à l’importance des répercussions. 6405

Comme il est mentionné en essence dans le document d’Exponent Inc. (2010), un 6406 commentaire complet sur le risque s’apparente à la présentation des résultats et de 6407 l’analyse dans un article scientifique et vise à aider d’autres examinateurs ou les 6408 gestionnaires des risques à comprendre la méthode de l’évaluateur du risque qui l’a 6409 mené aux conclusions énoncées à partir des preuves qu’il avait en main. Le commentaire 6410 sur le risque peut également servir à établir des consensus, à faire état de divergences et 6411 à mettre en évidence certains aspects de l’évaluation du risque qui nécessitent des 6412 précisions supplémentaires. 6413

Même si la méthode fondée sur le poids de la preuve permet déjà de produire des 6414 résultats pour chaque paramètre d’évaluation tenant compte de l’ampleur des effets (y 6415 compris à des échelles spatiales et temporelles) et de la preuve établie pour la causalité, la 6416 pertinence écologique et l’incertitude relative à des ÉDP individuels, le commentaire sur 6417 le risque doit présenter ces renseignements d’une façon utile pour les décideurs et viser 6418 les objectifs spécifiques suivants : 6419

• énoncer, dans un langage clair, les raisons principales sur lesquelles s’appuient les 6420 conclusions générales tirées pour chaque paramètre d’évaluation dans le cadre de 6421 la méthode fondée sur la preuve; 6422

• résumer le niveau de confiance générale à l’égard de résultats précis, compte tenu 6423 de la pertinence écologique de divers ÉDP et de l’importance de la preuve qui 6424 attribue la cause de tout effet observé à des contaminants liés à un site; 6425

• résumer le niveau de confiance indiquant que dans l’ensemble les méthodes 6426 d’évaluation du risque sont pertinentes et que les résultats peuvent être extrapolés 6427 à l’état général d’un site (dans les conditions actuelles et dans un proche avenir); 6428

• résumer la mesure dans laquelle les principales incertitudes peuvent influer sur les 6429 conclusions relatives aux risques, et indiquer si d’autres études sont nécessaires 6430 pour réduire ces incertitudes; 6431

5-58

• clarifier les échelles spatiales et temporelles auxquelles des effets sont observés, 6432 ou fournir des résumés distincts des conclusions relatives aux risques pour 6433 différentes unités spatiales et temporelles; 6434

• résumer les effets potentiels cumulatifs de contaminants présents sur un site ou 6435 d’autres stresseurs. 6436

5.10. Étape 9 – Prévoir des mesures de suivi 6437

La dernière étape de la caractérisation du risque consiste à établir un lien entre les 6438 résultats de l’étude et la procédure de gestion du risque. La communication du risque est 6439 un aspect important de la procédure de gestion globale du risque et, par conséquent, elle 6440 peut servir à paver la voie vers la conclusion du processus d’évaluation du risque. Cette 6441 communication peut se faire par un résumé de recommandations et par une formulation 6442 claire des étapes subséquentes, qui sont la fermeture du site, les demandes d’autorisation, 6443 les liaisons en matière de réglementation, etc. On peut omettre certains détails dans l’ÉRÉ 6444 si la gestion du risque n’est pas abordée dans cette évaluation. 6445

Selon le résultat obtenu, et si la portée de l’ÉRÉ prévoit la formulation de 6446 recommandations en vue des prochaines étapes, les recommandations en ce qui a trait à la 6447 gestion du site peuvent comprendre ce qui suit : 6448

a) Aucune autre mesure requise – Il faut alors justifier succinctement la 6449 décision. 6450

b) Étude supplémentaire ou nouvelle évaluation du risque – Si l’incertitude 6451 résiduelle dans l’évaluation du risque est importante, on pourrait décider 6452 d’approfondir les hypothèses et de réduire les incertitudes. Si on songe à 6453 une méthode itérative, il faut évaluer les avantages et les limites des études 6454 de suivi. 6455

c) Mise en œuvre de stratégies de gestion du risque – Aucune mesure 6456 physique n’est jugée nécessaire, mais des activités de gestion peuvent tout 6457 de même être requises (contrôles administratifs, programme de 6458 surveillance). 6459

d) Mesures d’assainissement (souvent en fonction des normes propres au site 6460 élaborées dans le cadre de l’évaluation du risque) – On pourrait formuler 6461 des propositions relatives à un concept d’assainissement. 6462

e) Dispositions destinées à protéger les CVÉ existantes pendant l’étape 6463 d’assainissement (lorsque des mesures d’assainissement sont 6464 recommandées). 6465

L’évaluation des mesures de suivi possibles doit revoir les objectifs généraux de 6466 l’évaluation à la lumière des conclusions de l’ÉRÉ. Dans certains cas, avec une approche 6467 de gestion adaptative, l’accent peut être mis plutôt sur l’un des autres quadrants du cadre 6468

5-59

d’évaluation global (sous-section 2.2.1.1). Lorsque des activités de surveillance sont en 6469 place, il faut évaluer les résultats de ces activités pour décider des prochaines mesures à 6470 prendre. Lorsque des mesures prises par le passé n’ont pas donné les résultats escomptés, 6471 c’est-à-dire une amélioration des conditions environnementales, il peut être plus 6472 important d’évaluer la causalité. En revanche, lorsque les améliorations 6473 environnementales ont été considérables, il conviendrait de réévaluer la nécessité de la 6474 surveillance à long terme. L’étape 9 est une occasion pour les gestionnaires du risque de 6475 vérifier les recommandations en matière de gestion du site par rapport aux grands 6476 objectifs de gestion des sites, de modifier le cours des études en conséquence et de mettre 6477 à jour le modèle conceptuel de site pour tenir compte des renseignements récents. 6478

5-60

6. BIBLIOGRAPHIE 6479

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Note au lecteur :

Pour plus de détails sur d’autres ouvrages généraux traitant de l’évaluation du risque écotoxicologique, voir la sous-section 1.7.3.

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Documents

Document d'orientation sur l'évaluation du risque écotoxicologique