Contexte

La disposition subaquatique (DSA) de résidus miniers riches en sulfures dans des installations construites est l'une des nombreuses méthodes d'atténuation utilisées par les mines. Le principal mécanisme d'atténuation résultant de l'élimination sous l’eau est la limitation de la pénétration d'oxygène dans les pores remplis d'eau présents dans les résidus, ce qui réduit considérablement l'oxydation des sulfures, minimise la lixiviation des métaux et empêche le développement d'un drainage acide.

À ce jour, la plupart des études et activités de surveillance liées aux installations de DSA fermées se sont concentrées sur les performances physiques et géochimiques initiales des installations et sur la chimie résultante des eaux de surface retenues dans l’installation. Les aspects à long terme, tels que l’addition progressive de matières organiques naturelles par la sédimentation au-dessus des résidus et la performance biologique globale de ces installations, ne sont pas aussi bien compris. En particulier, une lacune majeure dans la compréhension concerne la colonisation biologique de telles installations, la santé des communautés biologiques établies et l’influence de ces communautés sur la géochimie des eaux et des sédiments.

Des revues de la littérature scientifique dans ce domaine général ont été commandées par le programme de neutralisation des eaux de drainage dans l'environnement minier (NEDEM) en 1993 et ​​2009. Ces études ont porté sur les moyens possibles d’évaluer les effets biologiques potentiels de la DSA des résidus miniers, en mettant l’accent sur la faune et la flore qui avaient colonisé le bassin de rétention des résidus. S'appuyant sur ces rapports antérieurs, la présente étude a été conçue (i) pour fournir des informations actualisées sur les changements diagénétiques potentiels dans les résidus immergés et sur les interactions biogéochimiques entre les résidus immergés et les communautés aquatiques sus-jacentes et (ii) sur la base des informations obtenues, pour fournir des indications sur les outils et méthodologies recommandés pour prévoir et / ou surveiller les effets biologiques des résidus immergés.

Les contaminants abordés dans le présent rapport se répartissent en deux catégories: (i) les oligo-éléments cationiques riches en données qui ont été traités dans les revues précédentes (Cd, Cu, Pb, Ni et Zn) et (ii) des oligo-éléments formant des oxyanions et des espèces polyhydroxy neutres, qui n’ont pas été traitées dans les rapports précédents (As, Mo, Sb, Se). D'autres éléments, tels que l’Al, le Fe et le Mn, ont été pris en compte dans le contexte des changements diagénétiques qui se produisent dans les sédiments et les résidus miniers après leur dépôt dans un parc à résidus subaquatiques.

Contenu
Le présent rapport comprend une introduction (Section 1), une revue de la littérature (Sections 2 à 7) et un ensemble de recommandations (Section 8). La revue de littérature examine d'abord comment les métaux dissous et ceux présents dans la nourriture interagissent avec les organismes vivants (Sections 2 et 3), puis intègre ces deux vecteurs d'absorption et considère la biodisponibilité des métaux dans les sédiments et les résidus miniers immergés (Section 4). Cette dernière section comprend également des exemples de différentes approches de biosurveillance pouvant être utilisées pour évaluer la biodisponibilité des métaux dans une installation DSA. La revue de la littérature porte également sur la sensibilité relative de différents organismes aquatiques aux métaux préoccupants (Section 5) et donne un aperçu de la chimie environnementale de divers oxyanions et de leur biodisponibilité (Section 6). La dernière partie de la revue de la littérature porte sur les données générées par l'évaluation de l’utilisation de la DSA au Canada et ailleurs, que l'on trouve dans les rapports des sociétés et des gouvernements et dans les comptes rendus de conférences (Section 7). La section des recommandations s’appuie sur toutes ces informations et fournit des indications sur les outils et méthodologies recommandés qui pourraient être utilisés pour évaluer les effets biologiques des résidus immergés.

Résultats
Outils

Dans les revues précédentes du programme NEDEM, différentes approches ou outils ont été présentés, notamment: (i) le modèle du ligand biotique (BLM) pour évaluer la biodisponibilité des métaux présents dans l'eau sus-jacente ou dans les eaux interstitielles des résidus; (ii) le modèle de sulfures amorphes réactifs – métaux extraits simultanément (AVS – SEM) pour évaluer la toxicité potentielle des métaux présents dans les résidus immergés depuis longtemps et anoxiques; et (iii) des modèles d’équilibres d’adsorption de surface pour calculer les concentrations de cations libres dans les eaux interstitielles des résidus oxiques.

• Le BLM était déjà raisonnablement arrivé à maturité en 2008 et l’approche a été considérablement améliorée depuis lors, notamment en ce qui concerne sa capacité à prédire la toxicité chronique (améliorations au module de spéciation métallique) et son application aux mélanges métalliques. La revue du rapport NEDEM (2009) demeure un résumé précis et utile, en particulier pour les métaux bien étudiés (Cd, Cu, Ni, Pb, Zn). Pour évaluer la biodisponibilité de ces métaux, sous forme dissoute (c’est-à-dire dans l’eau qui recouvre les résidus immergés et dans l’eau interstitielle résidant dans les interstices des résidus), l’approche BLM reste l’outil recommandé à utiliser.
• Le modèle AVS – SEM et le modèle d'équilibres d’adsorption sont tous deux conçus pour fournir des estimations de la concentration en cations métalliques libres dans les eaux interstitielles des sédiments ou des résidus, cette concentration étant reconnue comme le meilleur moyen d'évaluer la biodisponibilité d'un métal associé aux sédiments. Le premier modèle s'applique aux conditions anoxiques et suppose que les concentrations de métaux interstitiels sont contrôlées par des réactions de précipitation-dissolution avec des sulfures amorphes réactifs (AVS), alors que le second modèle est étalonné pour des conditions oxiques et considère que les concentrations de métaux interstitiels sont contrôlées par des réactions de sorption sur des sorbants tels que les oxyhydroxydes de Fe et de Mn ou la matière organique particulaire des sédiments. Au cours des 20 années écoulées depuis la parution du rapport NEDEM (1993), il y a eu un va-et-vient entre ces deux approches (contrôle oxique ou contrôle anoxique des concentrations des métaux interstitiels), aboutissant à l’émergence récente d’une appréciation plus nuancée, qui accepte que l’importance relative des deux types de réaction (adsorption vs précipitation comme sulfures) puisse varier en fonction du vieillissement des sédiments et de leur degré d’oxygénation (ex. : variabilité saisonnière ou en fonction de la sécheresse).
• En lien avec cette appréciation générale de l’importance des concentrations de métaux interstitiels en tant qu’estimation de la disponibilité géochimique et biologique des métaux associés aux sédiments, des efforts de recherche considérables ont été consacrés à la compréhension de la mobilité post-dépositionnelle des métaux dans les sédiments (Section 4.4). Pour plusieurs métaux et oxyanions (ex. : Pb, Mo et As), il existe des indices de leur mobilisation dans la zone où se produit la dissolution réductrice des oxyhydroxydes de fer et leur élimination plus basse dans le profil sédimentaire par précipitation sous forme de sulfures solides. Cependant, l’influence globale de ces réactions diagénétiques sur les profils de concentration en métal dans les carottes de sédiments était négligeable pour la plupart des métaux étudiés et la mobilité post-dépositionnelle du métal n’a donc pas d’effet significatif sur les profils métalliques observés dans la phase solide des sédiments. Des conclusions similaires seraient également attendues pour les résidus miniers, compte tenu de la concentration naturelle très élevée des métaux dans la phase solide.

Biosurveillance
Outre les approches géochimiques décrites ci-dessus, les rapports NEDEM antérieurs prenaient également en compte les organismes aquatiques indigènes, c’est-à-dire ceux vivant dans le parc à résidus subaquatiques, et leur utilisation en tant que biomoniteurs; cette information est mise à jour dans la Section 4.5 du présent rapport. En principe, des biomoniteurs correctement choisis pourraient être utilisés pour déterminer si les métaux présents dans les résidus sont disponibles pour les plantes et les animaux indigènes et pour évaluer si ces organismes sont stressés par des métaux ou non. Cela peut être fait par échantillonnage de la faune et de la flore indigènes au site (biosurveillance « passive ») ou par transplantation de plantes ou d’animaux ‘propres’ (n’ayant jamais été exposés à des concentrations élevées en métaux) dans le parc à résidus subaquatiques et en leur permettant d'interagir avec les résidus (biosurveillance « active »). Dans les deux approches, il existe un besoin évident d'avoir des sites de référence à proximité pouvant être utilisés à des fins de comparaison. Les espèces de biomoniteurs peuvent être choisies pour cibler les résidus ou les eaux sus-jacentes. Un avantage évident de l'approche de biosurveillance est que les concentrations de métaux bioaccumulés fournissent une estimation de la biodisponibilité métallique globale dans un plan d'eau donné (intégrant les métaux dissous et les métaux associés à la nourriture) – l'utilisation de l'organisme lui-même élimine la nécessité d'estimer la « biodisponibilité » du métal dans l'eau ou dans la nourriture ingérée. Les mesures de métaux bioaccumulés ont un avantage potentiel supplémentaire en ce sens qu'ils peuvent être utilisés pour une évaluation de la toxicité, où les concentrations de métaux dans des organismes entiers ou des organes spécifiques sont comparées aux valeurs de seuil qui sont connues pour déclencher des effets délétères.

Pour affiner cette approche de « résidus tissulaires », qui porte normalement sur la concentration totale en métaux bioaccumulés, il est également possible de tenir compte du devenir subcellulaire du métal. En effet, les métaux bioaccumulés peuvent être détoxiqués, par exemple par séquestration dans des granules insolubles, par isolement dans des vésicules membranaires ou par complexation avec des ligands cytosoliques. La forme sous laquelle le métal bioaccumulé existe peut également affecter son devenir si la plante ou l'animal est consommé comme aliment. Les techniques simples susceptibles de différencier les métaux détoxiqués des métaux biodisponibles sont examinées à la Section 4.5.2.

Les paramètres qui ont été utilisés pour détecter l'exposition aux métaux et leurs effets potentiels chez les organismes aquatiques comprennent des concentrations tissulaires de métaux (comme décrit ci-dessus), les concentrations de métallothionéine et les indicateurs de la santé générale de l'organisme, comme les indices de condition, la croissance ou le succès de la reproduction. Le stress des métaux peut également induire des effets subtils au niveau subcellulaire qui ne se traduisent pas nécessairement par des modifications de ces variables traditionnellement mesurées, mais qui peuvent néanmoins avoir un coût métabolique préjudiciable. Plusieurs nouveaux outils écotoxicologiques, introduits après 2008, sont utilisés pour détecter de nouveaux biomarqueurs du stress induit par les métaux.

L’un de ces outils est la « transcriptomique », l’étude du « transcriptome » d’organismes indigènes exposés de façon chronique aux métaux dans leur environnement. Le transcriptome reflète les gènes qui sont exprimés dans l’organisme et tendra donc à varier en fonction des conditions ambiantes et de l’état physiologique de l’organisme. Dans ce contexte, le transcriptome peut être considéré comme un ajout potentiel au petit nombre de « biomarqueurs » sensibles aux métaux qui existaient avant 2008. En utilisant cette approche, les animaux élevés en laboratoire peuvent être exposés à l'eau ou les sédiments provenant du terrain et les changements dans leur transcriptome peuvent être interprétés comme une réponse aux contaminants biodisponibles présents dans l'échantillon récolté sur le terrain. Dans une variante de cette approche d'essai biologique, les organismes de test élevés en laboratoire (par exemple, vairons ou amphipodes) peuvent être mis en cage sur le terrain, sur les sites de référence et sur les sites qui sont soumis à des contaminants intrants; les différences dans leurs transcriptomes peuvent alors être examinées. Cette utilisation du transcriptome pour identifier les effets délétères induits par le métal est une approche prometteuse, mais pas encore mature.

Sensibilité aux métaux de différents organismes
Parmi les organismes qui tentent de coloniser des installations de DSA, ou qui seraient recherchés dans une telle installation, quelles sont les espèces les plus sensibles aux métaux et les plus susceptibles d’être affectées négativement? Étant donné que certains organismes peuvent montrer une sensibilité marquée à un métal, mais une tolérance à d’autres, la réponse à cette question variera d’un gisement à l’autre (ou d’une exploitation à l’autre), en fonction de la nature et la forme des métaux présents dans les résidus miniers. De plus, ces différences de sensibilité à divers métaux ne sont pas nécessairement les mêmes pour toutes les espèces cibles. Pour répondre à cette question, les « distributions de sensibilité des espèces » (« species sensitivity distributions » en anglais, ou SSDs) ont été examinées pour plusieurs des métaux d’intérêt, à la fois essentiels et non essentiels (Section 5). Pour chaque métal, les espèces les plus sensibles et les moins sensibles ont été rassemblées dans le tableau 5-1; petits crustacés (ex. : daphnies, amphipodes) et algues unicellulaires apparaissent fréquemment dans la colonne «plus sensible», alors que la colonne «moins sensible» comprend une plus grande variété d’organismes. Les limites de l'approche SSD sont également explorées dans la Section 5.3.

Oxyanions
L'arsenic (As), le molybdène (Mo), l'antimoine (Sb) et le sélénium (Se) ont été choisis comme oxyanions représentatifs; aucun de ces éléments n'a été pris en compte dans les revues précédentes du NEDEM (1993; 2009). Ces éléments partagent un certain nombre de propriétés: absence de formes cationiques; existence comme oxyanions; présence de multiples états d'oxydation. En conséquence, leur comportement géochimique diffère sensiblement de celui des autres éléments (cationiques) considérés dans la présente revue.

Les changements entre les états d’oxydation, c’est-à-dire les réactions d’oxydoréduction, sont souvent lents. Par exemple, les couples rédox tels que As (III / V) et Sb (III / V) ne sont souvent pas à l'équilibre et des espèces individuelles peuvent être trouvées à des concentrations très différentes de celles prédites thermodynamiquement. Cependant, de nombreuses réactions rédox peuvent être catalysées microbiologiquement, auquel cas la vitesse de réaction sera déterminée par la croissance microbienne et l'activité métabolique. Pour les concentrations en traces à pH 8, la séquence des réactions rédox suit l'ordre approximatif O₂> NO₃^-> Mn (IV)> Se (VI)> Fe (III)> As (V)> SO₄ ≈ Mo (VI).

Une autre caractéristique commune à ce groupe d'éléments est la présence de formes méthylées (pour As, Sb et Se). Ce ne sont pas des complexes métalliques, où le cation et le ligand sont liés entre eux par une liaison coordonnée, mais plutôt de véritables molécules organométalliques où l'élément non métallique « M » et le groupe méthyle sont liés par des liaisons covalentes (comme des liaisons  M-O-CH₃ ou des liaisons directes M-CH₃). En raison de la présence d'une liaison covalente, ces formes méthylées sont beaucoup plus stables que les complexes de cations métalliques typiques. Ces éléments réagissent également avec le soufre réduit dans les sédiments (soit pour précipiter sous forme de sulfures ou pour s’adsorber sur des sulfures authigènes), et dans ce cas leur comportement ressemble à celui des métaux cationiques considérés dans cette revue. Cette réaction avec le soufre réduit a tendance à immobiliser As, Sb et Mo. Une synthèse du comportement biogéochimique des oxyanions à l’interface eau-sédiment ou eau-résidus, dans une approche élément par élément, se trouve dans les Sections 6.2 à 6.5.

Dans leur interaction avec des organismes vivants, des éléments tels que As, Mo, Sb et Se ne se conforment manifestement pas au modèle du ligand biotique (BLM), car ils existent dans les eaux naturelles sous forme d’oxyanions et d’espèces polyhydroxy neutres et non comme cations libres.  Les mécanismes par lesquels ils sont absorbés par les organismes vivants sont moins bien compris que ceux des cations métalliques (essentiels), mais un certain nombre de voies d'absorption connues sont décrites dans la Section 6, notamment l'absorption par des transporteurs anioniques présents dans la membrane cellulaire (par exemple, SeO₄^2- via un transporteur de sulfate; AsO₄^3- et SbO₄^3- via un transporteur de phosphate) et par des aquaporines (As(OH)₃⁰; Sb(OH)₃⁰).

Installations de disposition subaquatique (DSA)
La dernière partie de la revue de la littérature comprend une compilation détaillée des différences anticipées entre une installation de DSA et un plan d'eau naturel, suivie d'une synthèse des données générées par l'évaluation des installations de DSA au Canada et ailleurs (Section 7). D'après les données disponibles, l’élimination sous l’eau des résidus miniers non oxydés a permis de limiter l'oxydation des sulfures à quelques millimètres ou centimètres de l'interface eau / sédiments et de réduire au minimum la libération de métaux et d'oxyanions. Dans les cas où des résidus potentiellement générateurs d’acide dans des conditions aériennes ont été placés dans des installations DSA avant d’avoir subi une oxydation importante, les concentrations aqueuses de métaux et d’oxyanions dans ces installations, localisées en Colombie-Britannique et ne recevant plus de rejets, répondent aux critères de rejet définis par le ministère provincial de l'Environnement, sans traitement supplémentaire. Cependant, les preuves à l'appui de cette conclusion proviennent d'études de durée relativement courte; les études à long terme font défaut.

Lorsque la disposition sous l’eau des résidus miniers a été moins fructueuse (c’est-à-dire, lorsqu’une remobilisation marquée des cations métalliques a été observée), la dégradation de la qualité de l’eau était attribuable à l’oxydation des résidus pendant le traitement à l’usine, à leur exposition préalable à l'atmosphère avant leur immersion, ou encore à leur exposition périodique à l’oxygène due aux variations du niveau d'eau du bassin (discuté dans la Section 7.3). Le succès rencontré en ce qui concerne le respect des critères de rejet applicables, associé à un manque apparent d'attention à la réhabilitation du site, a toutefois entraîné une surveillance limitée de la diagenèse des résidus et de la colonisation biologique après la fermeture. Il y a une pénurie marquée de données de biosurveillance pour les installations DSA.

Recommandations
Les recommandations présentées à la Section 8 et à l'Annexe E fournissent des indications sur les outils et méthodologies recommandés pour prévoir et / ou surveiller les effets biologiques et écologiques des résidus immergés. Cette section n'est pas conçue pour être un guide détaillé des travaux sur le terrain ou en laboratoire, mais devrait plutôt être considérée comme un aperçu général de la manière de surveiller et d'évaluer les effets biologiques possibles de la disposition sous l’eau des résidus miniers. Une approche spécifique à chaque site et procédant par étapes est recommandée, en mettant l'accent sur les propriétés et les processus d'intérêt. Étant donné le manque de données pour la plupart des installations de DSA existantes, une enquête initiale suivie de quelques échantillonnages et analyses exploratoires sera sans aucun doute nécessaire. En outre, des essais sur le terrain devraient être effectués avec un certain nombre de techniques de surveillance recommandées. Ces techniques se sont révélées utiles dans les lacs contaminés par les métaux, mais elles n’ont pas été testées sur le terrain avec des résidus immergés.

Les lacunes en matière de données et de connaissances, identifiées lors de la préparation du présent rapport et lors de son examen ultérieur par le comité directeur du programme NEDEM, figurent également à la Section 8. Parmi celles-ci, citons le manque général d'informations sur l'hydrobiologie des installations DSA, leur hétérogénéité inhérente, les obstacles possibles à la création d’un habitat productif et leur variabilité dans le temps (changements diagénétiques). Pour remédier à cette situation, il est recommandé de mener une campagne limitée de mesures sur le terrain dans une sélection représentative d’installations de DSA, en mettant l’accent sur les installations minières où les résidus n’ont pas été exposés à l’atmosphère avant d’être immergés ou aux abords de l’installation lors de sécheresses, et dans les installations où l'ajout des résidus miniers a cessé il y a au moins 5 ans. Des produits chimiques de transformation (ex. : cyanures, xanthates) et des thiosels ont été détectés dans les installations de DSA actives (avant la fermeture de la mine), mais on sait peu de choses sur la persistance éventuelle de ces substances. Des échantillons de l'eau interstitielle des résidus et de la colonne d'eau sus-jacente doivent être testés pour déterminer si ces produits chimiques sont toujours présents.